dispersion enaguassubterráneas

UTN – REGIONAL CONCEPCIÓN DEL URUGUAY DISPERSIÓN DE CONTAMINANTES EN AGUAS SUBTERRÁNEAS

DispersionEnAguasSubterráneas.doc – Lic. Julio Cardini Pág. 1

DISPERSION DE CONTAMINANTES EN CUERPOS RECEPTORES (AGUAS SUBTERRÁNEAS)

INDICE 1 INTRODUCCIÓN

2 CONCEPTOS DE GEOHIDROLOGÍA: AGUAS SUBTERRÁNEAS 2.1 PARÁMETROS HIDRÁULICOS FORMACIONALES: PROPIEDADES ELEMENTALES DE LOS SUELOS 2.2 PROPIEDADES DEL SUELO Y MOVIMIENTO DEL AGUA SUBTERRÁNEA

2.2.1 Horizontes del suelo 2.2.2 Distribución del agua en el perfil del terreno 2.2.3 Contenido en agua del suelo 2.2.4 Movimiento del agua en el terreno y conductividad hidráulica 2.2.5 Déficit de humedad del suelo. 2.2.6 Tipos de Acuíferos 2.2.7 Reservas de agua 2.2.8 Parámetros de Producción de agua de un acuífero 2.2.9 Flujo de agua subterránea

2.2.9.1 Generalidades 2.2.9.2 Flujo en un Medio Saturado 2.2.9.3 Flujo en Acuífero No Confinado 2.2.9.4 Características del Flujo en Acuíferos Confinados

2.3 HIDRÁULICA DE CAPTACIONES: FUNDAMENTOS 2.3.1 Tipos de captaciones 2.3.2 Cono de descensos de un acuífero por bombeo 2.3.3 Cono de descensos en acuíferos confinados 2.3.4 Régimen permanente y variable 2.3.5 Formas del cono según las características del acuífero 2.3.6 Fórmulas que expresan la forma del cono de descensos

2.3.6.1 Supuestos Básicos 2.3.6.2 Ecuaciones de un Pozo en Régimen permanente 2.3.6.3 Ensayos de bombeo 2.3.6.4 Determinación de Conductividad K con pozo en régimen estacionario

3 CONTAMINACIÓN DEL AGUA SUBTERRANEA 3.1 INTRODUCCIÓN 3.2 TIPOS DE CONTAMINANTES Y SUS FUENTES DE EMISION

3.2.1 Problemas de calidad del agua subterránea natural 3.2.2 Actividades potencialmente contaminantes 3.2.3 Otras actividades urbanas e industriales contaminantes 3.2.4 Accidentes ambientales 3.2.5 Guías de calidad del agua potable en relación con las aguas subterráneas

3.3 CONTAMINACIÓN DE LA ZONA NO SATURADA 3.3.1 Química 3.3.2 Generalidades 3.3.3 Comportamiento de los contaminantes más comunes

3.4 CONTAMINACIÓN DE LA ZONA SATURADA 3.4.1 Introducción 3.4.2 Contaminación Puntual 3.4.3 Contaminación Difusa 3.4.4 Propagación

3.5 INFLUENCIA DE LA HIDRODINÁMICA DEL MEDIO 4 VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRÁNEA A LA CONTAMINACIÓN: UN ELEMENTO HIDROGEOLÓGICO DE RIESGO

4.1 FACTORES HIDROGEOLÓGICOS 4.1.1 Influencia de los subsuelos. 4.1.2 Influencia del tipo de permeabilidad.



4.1.3 Importancia de la zona no saturada. 4.1.4 Vulnerabilidad y trazado en mapas.

4.2 RIESGO DE CONTAMINACIÓN 4.2.1 Clasificación litológica simplificada de formaciones geológicas en términos de riesgo relativo de contaminación de aguas subterráneas 4.2.2 Clase de contaminante 4.2.3 Intensidad de la contaminación 4.2.4 Modo de disposición en el subsuelo 4.2.5 Tiempo de aplicación de la carga contaminante

4.3 METODOS PARA DETERMINAR INDICES DE VULNERABILIDAD 4.3.1 Método semicuantitativo (vulnerabilidad relativa) 4.3.2 Método DRASTIC 4.3.3 Método GOD 4.3.4 Otros Métodos

4.4 CLASIFICACIÓN REGIONAL DE VULNERABILIDAD A CONTAMINACIÓN 5 IDENTIFICACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN CON HIDROCARBUROS EN EL SUELO Y EL AGUA SUBTERRÁNEA

6 RESTAURACION DE ACUIFEROS 6.1 CONTENCIÓN DE LOS CONTAMINANTES EN EL LUGAR.

6.1.1 Pared de mezcla 6.1.2 Pared de cemento 6.1.3 Geomembranas 6.1.4 Sellado superficial 6.1.5 Control hidrodinámico

6.2 REMOCIÓN DE CONTAMINANTES. 6.2.1 Bombeo 6.2.2 Sistemas de intercepción 6.2.3 Venteo de suelos 6.2.4 Excavaciones

6.3 TRATAMIENTO DE CONTAMINANTES “IN SITU" 6.3.1 Degradación química 6.3.2 Biorremediación

6.4 ATENUACIÓN DEL RIESGO POR CONTROLES INSTITUCIONALES. 6.4.1 Monitoreo 6.4.2 Manejo del recurso

7 MODELIZACIÓN DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS 7.1 MODELIZACIÓN DEL FLUJO EN AGUAS SUBTERRÁNEAS. 7.2 TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EN ZONA SATURADA Y NO SATURADA

7.2.1 Advección 7.2.2 Dispersión hidrodinámica 7.2.3 Cálculo de tiempo de llegada de un contaminante a un pozo 7.2.4 Caso de contaminación por hidrocarburos

7.3 MODELACIÓN DEL TRANSPORTE DE CONTAMINANTES 7.3.1 Modelos Dispersivos 7.3.2 Procesos de retardo 7.3.3 Ejemplos de Modelación



1 INTRODUCCIÓN Para analizar el comportamiento de los contaminantes presentes en las aguas es necesario disponer de conocimientos básicos sobre los recursos hídricos, para lo cual se deben conocer las siguientes disciplinas: Hidrología: Ciencia que trata de las aguas de la tierra, su presencia, circulación y distribución, sus propiedades físico químicas y su relación con el medio, incluyendo la relación con los seres vivos. Geohidrología: Rama de la hidrología que trata del origen, ocurrencia, movimiento y características físicas, químicas y biológicas de las aguas subterráneas y del medio en el cual yacen, teniendo en cuanta las modificaciones introducidas por el hombre. Suelen incluirse estados de aguas superficiales y de la zona intermedia no saturada, relacionados con el agua subterránea. Hidrogeología: Capítulo de la geohidrología que estudia las propiedades de las rocas o sedimentos en el sentido de su capacidad de transmitir y alojar aguas. Hidráulica fluvial y marítima: Especialidad que trata del movimiento de las aguas superficiales. A continuación se presentarán algunos elementos fundamentales de las disciplinas relacionadas con el agua subterránea, y en otra parte del curso se tratarán las aguas superficiales. El ciclo hidrológico engloba los diversos procesos que sigue el agua desde que penetra a la atmósfera, debido a la evaporación, en su mayor parte de los océanos, pero también de los lagos, ríos, suelo mojado y la transpiración de las plantas, como se ilustra en la Figura N° 1.1.

Figura N° 1.1 Componentes del ciclo hidrológico

Una vez que el agua ha penetrado la superficie, comienza su viaje hacia descendente



Las aguas infiltradas no evaporadas son conducidas hacia el medio subterráneo. Inicialmente atraviesa la zona no saturada, donde los poros (espacios vacíos) existentes entre las partículas del suelo contienen tierra, humedad y aire (3 fases diferentes). El agua puede abandonar esta zona y alcanzar la zona saturada, o bien permanecer en forma de humedad del suelo para luego ser devuelta a la atmósfera por medio de la vegetación, o por acción animal, en un proceso denominado evapotranspiración.

Cuando el agua alcanza la zona saturada, va fluyendo desde áreas de alta carga hidráulica a otras de baja carga. Los estratos o capas del subsuelo que facilitan el movimiento de las aguas se denominan acuíferos. Una vez incorporada al acuífero, se desplaza a través de los poros de los materiales subterráneos y puede reaparecer en superficie en aquellas zonas de niveles inferiores a los de recarga, descargando naturalmente en forma de manantiales o alimentando directamente al cauce, manteniendo el caudal de estiaje de los ríos. De esta forma, las escorrentías superficiales y las descargas subterráneas completan el ciclo hidrológico en los océanos, y posteriormente lo recomienzan en la atmósfera. El tiempo que necesita una partícula para pasar a través de una o varias fases del ciclo cubre un amplio espectro: desde unas pocas horas a meses o, incluso, siglos. Los siguientes gráficos esquematizan los procesos principales de migración de contaminantes en el ciclo hidrológico.



Ciclo Hidrogeoquímico



2 CONCEPTOS DE GEOHIDROLOGÍA: AGUAS SUBTERRÁNEAS 2.1 PARÁMETROS HIDRÁULICOS FORMACIONALES: PROPIEDADES

ELEMENTALES DE LOS SUELOS Propiedades elementales de los suelos en relación con la infiltración son: • Densidad de la masa • Densidad de las partículas • Porosidad • Contenido de agua en volumen • Grado de saturación Densidad de la masa. La densidad de la masa o densidad seca (bulk dry density) del suelo es

t

db V

M=ρ

Dónde Md = masa seca de un volumen de suelo (secado a 105ºC durante > 16h) Vt = volumen total (original sin secar) Los valores típicos de ρb son 0,7 kg/m3 para turbas1 hasta 1,7 kg/m3 para arenas o barros. Las arcillas tienen típicamente alrededor de 1,1 kg/m3. Densidad de partículas. La densidad de partículas ρm es

d

dm V

M=ρ

Dónde: Vd = volumen seco (sin aire, sin agua) Los valores típicos para ρm son de 2,645 kg/m3 para la mayoría de los suelos. Porosidad. La porosidad Φ es la proporción en volumen de espacio de poros

m

b

s

wa

VVV

ρρ

−=+

=Φ 1

Dónde: Va = volumen de aire Vw = volumen de agua Vs = volumen de sólidos Los valores de porosidad varían desde unos 35 a 45% para arenas finas hasta 50 a 55% para arcillas, y para las turbas alcanza alrededor de 80%. La Figura N° 2.1.1. muestra la variación de la porosidad con el tipo de roca. La Tabla 2.1.1 muestra los valores típicos de la porosidad, para diferentes tipos de materiales. La porosidad efectiva o eficaz se define como el porcentaje de espacio de poros interconectado, que permite la inter-circulación de agua entre los mismos.

1 Acumulación de residuos vegetales en el suelo. Normalmente es un combustible fósil generado por la acumulación de estos residuos en sitios pantanosos, contiene un 60% de carbono, es de color pardo y tiene bajo poder calorífico.



Figura N° 2.1.1 Relación entre la textura y la porosidad de las rocas (adaptado de Meinzer, 1923; Domenico

y Schwartz, 1990).

Material Intervalo de Porosidad

(%) Piedra machacada > 30 Grava gruesa 24-36 Grava fina 25-38 Arena gruesa 31-46 Arena fina 26-53 Lodo 34-61 Arcilla 36-60 Piedra arenisca 5-30 Caliza 5-50 Pizarra 0-10 Basalto 3-35 Depósito glacial ≈32 Turba ≈92

Tabla N° 2.1.1 Valores de porosidad para diferentes materiales. Adaptado de Johnson, 1962, 1967.

Contenido de agua en volumen. El contenido de agua θ es

sw

ohúmedo

s

w

VMM

VV

ρθ sec−

==

Esta es una propiedad importante del suelo y varía de 0 (cuando está seco) a saturación (alrededor del 40% arenas) y como veremos varía en el espacio y el tiempo. Existen métodos para determinar la humedad de campo en suelos, como la sonda de neutrones, la sonda de capacitancia de humedad de suelos o la reflectometría en el dominio del tiempo (Shaw, 1944). Grado de saturación. El grado de saturación s es la proporción de agua contenida en los poros y es una medida de la “humedad” del suelo.

Φ

=+

=θ

wa

w

VVV

s



2.2 PROPIEDADES DEL SUELO Y MOVIMIENTO DEL AGUA SUBTERRÁNEA

2.2.1 Horizontes del suelo El agua subterránea, aunque es inmensa en volumen, también es casi estática con un movimiento muy lento en la dirección horizontal. El nivel de la capa freática; en cambio, sube y baja verticalmente, dependiendo del clima y del tipo de suelo. Los suelos tienen un papel importante en lo que le sucede a la precipitación, ya que en la matriz del suelo se pueden acumular grandes volúmenes de agua o nada en absoluto, dependiendo de la textura, porosidad, estructura, conductividad hidráulica del suelo, y humedad existente en el mismo. El agua dulce que se mantiene como humedad en el suelo es casi diez veces mayor que el agua dulce existente en los ríos (ver Tabla 1.1). La Figura N° 2.2.1 muestra un perfil vertical idealizado a través de una serie de capas de suelo. La capa superior normalmente es de vegetación de hierba, cosechas o árboles, pero puede ser suelo en bruto. Debajo de ésta, se encuentra la capa de residuos, más fácilmente identificable en zonas boscosas y compuesta de hojas muertas, cortezas y otros restos descompuestos. Debajo de ésta última aparece el suelo propiamente dicho que se describe en horizontes o capas. El superior u horizonte A en suelos minerales normalmente es terroso y rico en humus. Esta capa corresponde a suelo superficial (a veces llamado el suelo superior). Es la parte del suelo en que la materia viva es más abundante y en que hay más cantidad de materia orgánica. Al estar próxima a la superficie, queda más lixiviada2 por la lluvia que las capas inferiores. El nivel medio u horizonte B a menudo llamado subsuelo, se compone principalmente del material original subyacente, aunque el mismo está bien entrelazado con raíces y microorganismos. Al estar entre los horizontes A y C, tiene algo de las propiedades de ambos con menos organismos vivos que A pero más que C. En comparación con el horizonte A, el horizonte B tiene un contenido mayor de óxidos de hierro y aluminio, humus o arcilla que en parte han sido lixiviados desde el horizonte A. El horizonte C más abajo es material de roca no consolidado y compuesto de una amplia gama de piedras y partículas de diversos tamaños. Por debajo del horizonte C está la roca madre consolidada. La profundidad de cada capa varía de milímetros a metros.

Figura N° 2.2.1 Sección de suelo idealizada (adaptada de Hillei, 1980)

2 Acción erosiva del agua de lluvia, que consiste en arrastrar las partículas sueltas de suelo o residuos orgánicos e inorgánicos, a niveles más inferiores.



En hidrología subterránea, hay dos zonas distintas por encima del lecho de roca que pueden contener y transmitir agua. Estas son: la zona superior insaturada y la zona inferior saturada. Aparecen mostradas en la Figura Nº 2.2.2. El movimiento de agua en la zona insaturada es más complejo que el de la zona saturada. En este último, el parámetro clave es la conductividad hidráulica o la velocidad de movimiento del agua. Ésta se puede medir fácilmente y tiende a ser razonablemente constante. Sin embargo, en la zona insaturada la conductividad hidráulica puede variar en órdenes de magnitud dentro de un campo dependiendo fundamentalmente del grado de saturación y del estado actual de succión del suelo.

Figura N° 2.2.2 Zona insaturada/saturada (adaptado de Bras,1990)

2.2.2 Distribución del agua en el perfil del terreno Una vez que el agua penetra la superficie del suelo, se distribuye dentro del perfil en función de ciertos parámetros físicos como ser gravedad, capilaridad, tensión superficial, etc. Las diferencias en dicha distribución dan origen a distintas zonas: 1) Zona de aireación: a partir de la superficie se divide en: - Franja edáfica: en los poros del material se encuentra aire y lo que se denomina agua del

suelo. Aquí el agua se mueve por gravedad y tensión superficial, teniendo gran importancia la evaporación y transpiración vegetal.

- Franja intermedia: está parcialmente saturada ya que todavía hay aire en los poros, pero

menos que en la franja edáfica. El agua solo se mueve por gravedad sin influencia de la superficie.

- Franja capilar: el agua se mueve por capilaridad, alimentada por los niveles inferiores

totalmente saturados. 2) Zona de saturación: los poros del subsuelo están ocupados por agua, no hay aire. El movimiento del agua está regido por la gravedad y no solo se verifican movimientos verticales sino que también se evidencia un flujo horizontal, casi inexistente en la zona de aireación. La profundidad a la que se encuentran las distintas zonas varía en los períodos secos y húmedos, en función de la recarga de agua. El límite entre la zona de aireación y la de saturación constituye el nivel freático.



2.2.3 Contenido en agua del suelo La humedad del suelo es un fenómeno complejo bien descrito pero pobremente cuantificado. Todos los terrenos tendrán un máximo en la humedad del suelo cuando están saturados. Análogamente, si están en una situación extrema de déficit de humedad, su grado de humedad será el más bajo (no cero). En cualquier momento, el estado de humedad del terreno variará desde cerca de cero al máximo. Por tanto es una acción dinámica y responde a los antecedentes en las condiciones de humedad del suelo, a la lluvia caída y al efecto del calor solar. Es muy fácil cuantificar, en un perfil vertical de un terreno, los diferentes niveles de humedad del suelo (por ejemplo, el porcentaje de contenido de humedad). Sin embargo, por razón de la continua actividad por debajo y por encima de la superficie, los flujos de humedad de un horizonte a otro no son constantes. En épocas de lluvia, el movimiento de agua en la columna de suelo será hacia abajo debido a la gravedad o hacia arriba en dirección al nivel superior de agua por capilaridad. Después de las lluvias, el aire puede ser expulsado de los poros en la zona insaturada mediante presión hidrostática para permitir que el agua de infiltración ocupe los poros. En tiempos de sequía, la dirección del movimiento de agua será hacia arriba en dirección a la superficie del terreno por capilaridad desde el agua subterránea. Resumiendo, el destino del agua caída en la lluvia depende en gran medida de los siguientes factores: • Zona climática • Características del suelo • Antecedentes en las condiciones de humedad del suelo Con respecto al agua del suelo, ocupa tres fases diferentes en una matriz de suelo: • Agua de poros • Agua higroscópica o adsorbida • Agua absorbida La figura Nº 2.2.3 presenta un esquema del agua en el suelo.



Figura N° 2.2.3 Agua en el suelo (adaptado de Weismer, 1970)

El agua de poros es con mucho el mayor volumen de agua en el suelo, y el más fácil de expulsar. El agua higroscópica se adsorbe (adherida en la superficie de la partícula de cada grano) y se mantiene allí por las fuerzas de tensión superficial. El agua absorbida (en el interior en cada grano) requiere la eliminación del agua de poro y del agua higroscópica antes de que se pueda secar. Los suelos arenosos tienen grandes poros y se pueden secar fácilmente. Sin embargo, las partículas de arcilla tienen poros pequeños (aunque una mayor porosidad que la arena) y pequeñas partículas con una intensa actividad higroscópica y se requieren grandes fuerzas de succión para romper las fuerzas higroscópicas de tensión superficial. El fenómeno de la succión en el suelo se ilustra colocando una gota de agua sobre una partícula de suelo seco. El agua es atraída rápidamente hacia el suelo hasta que se satura y entonces se adhiere una capa fina al perímetro de los granos de suelo. Esta película higroscópica se mantiene con intensas fuerzas de tensión superficial. Estas fuerzas se expresan en bares, es decir que 1 bar es la presión equivalente a 10,23 m de altura de columna de agua. La capacidad de campo y el punto de sequedad (marchitamiento o agostamiento) son parámetros adicionales de humedad de suelo muy utilizados en estudios de suelo agrícola. Después de que el suelo se ha saturado y el exceso de agua se ha drenado, el suelo queda en capacidad de campo. La vegetación extrae humedad del terreno hasta que no puede más. En este punto se produce el agostamiento y el contenido de humedad se conoce como el punto de sequedad. La Figura Nº 2.2.4 muestra una relación general entre la humedad y la textura del suelo.



Figura N° 2.2.4 Relación general entre las características de humedad del suelo y su textura.

2.2.4 Movimiento del agua en el terreno y conductividad hidráulica El movimiento del agua tiene lugar en el terreno bajo tres condiciones distintas: - Flujo saturado - Flujo no saturado - Flujo en fase vapor Todo el movimiento de agua bajo la capa freática es del tipo de flujo saturado. Desde una perspectiva bidimensional, el movimiento de agua puede ser en vertical hacia abajo o lateralmente como interflujo. La velocidad de movimiento depende de la conductividad hidráulica del terreno. El flujo no saturado tiene lugar en respuesta a la gravedad o gradiente de humedad. Una vez que existe capacidad de campo, la acción capilar extrae el agua hacia arriba en dirección a las raíces y la vegetación. Después del humedecimiento de los suelos, el agua fluye hacia abajo debido a la gravedad. El mecanismo del movimiento del agua en flujo insaturado es de poro a poro. Puede existir agua en fase vapor en los poros de un terreno y ser extraída hacia arriba al evaporarse. La velocidad de movimiento depende del gradiente de temperatura, la humedad relativa, el tamaño de poro y su continuidad, así como la cantidad de agua disponible. Por eso es tan importante hacerse a la idea de la evaporación también desde las profundidades de una columna de suelo. El agua se mueve en los ríos debido a la pendiente o gradiente en su superficie libre. Mientras más pronunciada sea la pendiente más rápido fluye el agua. Como las superficies de los lagos tienen poca pendiente, el agua fluye lentamente. En los suelos y acuíferos, el agua también fluye si tiene un gradiente, aunque varios ordenes de magnitud más lentamente que en el flujo de un río. Este gradiente se llama gradiente hidráulico. En los ríos, el agua siempre fluye de forma prácticamente horizontal (supuesto flujo unidimensional). Sin embargo, bajo la superficie del terreno, el agua puede fluir en dirección x, y o z (vertical). La forma en que el agua fluye en el terreno depende del tipo de suelo y de su estado actual de humedad. Por ejemplo, en verano, una matriz de suelo arenoso se puede secar, y si cae lluvia, ésta se moverá en vertical hacia abajo a través del suelo para ayudar a llenar los poros del terreno con agua. En cambio, si el estado de humedad está próximo al de capacidad de campo, entonces la principal dirección de movimiento del agua puede ser la horizontal. Esta dirección es habitualmente a lo largo del gradiente de la línea de superficie de agua, que puede seguir la pendiente topográfica. La velocidad a la que se mueve el agua se llama conductividad hidráulica. Es fácil evaluar el comportamiento del flujo en un medio poroso saturado. Éste es el caso habitual en los acuíferos. Sin embargo, hay veces en que el estado del terreno también es insaturado. Puede haber aún movimiento de agua en el terreno, pero puede estar restringido debido a la excesiva succión del suelo.



La ley de Darcy establece que: dzdhKKiq =−=

Dónde: q = el flujo de Darcy, m3/m2.s i = el gradiente hidráulico, dh/dz, m/m K = la conductividad hidráulica, m/s Normalmente h es la altura en relación a un nivel de referencia, pero para flujo no saturado la altura total es h = ψ+z Dónde: ψ = la altura de succión. La altura de succión, responsable de mantener el agua sobre la superficie de las partículas sólidas en flujo no saturado, llega a ser significativa en medida que la humedad del suelo disminuye. La variación de la conductividad hidráulica a lo largo de la columna de suelo aparecen en el ejemplo de la figura Nº 2.2.5 en función del contenido de humedad. La succión del suelo o la tensión del suelo se mide mediante tensiómetros en campo.

Figura N° 2.2.5 Ejemplo de variación de la altura de succión de suelo ψ y la conductividad hidráulica K con

el contenido de humedad θ para una arcilla (adaptado de Raudkivi, 1979)

2.2.5 Déficit de humedad del suelo. El déficit de humedad del suelo (Soil Moisture Déficit: SMD) es un término utilizado habitualmente en ingeniería agrícola. Cuando la humedad del terreno está por debajo de la capacidad de campo, se dice que tiene déficit de humedad de suelo. Cuando está saturado no hay déficit de humedad de suelo. El SMD es un parámetro cuantificable y está relacionado con la magnitud de la lluvia, grado de humedad en el suelo y evapotranspiración. Una cuenca pierde agua a tasas mayores o menores que la evapotranspiración potencial (PE), dependiendo de si la humedad del suelo está por encima o por debajo de la capacidad de campo. La evapotranspiración real (ET) es menor que PE cuando la vegetación no puede extraer agua desde el terreno. Después de la lluvia (si el suelo está saturado), no podrá absorber más agua, así que se producirá la escorrentía. El terreno en este caso continuará «cediendo» agua a la vegetación hasta que se llegue a un estado temporal de equilibrio, cuando ET=PE, es decir, que quede en la capacidad de campo. En este punto SMD = 0. A medida que el suelo se seca SMD aumenta y ET disminuye. La magnitud de SMD y ET varía. Si SMD aumenta más aún, ET se hace menor y en el punto de sequedad SMD es el máximo y ET despreciable. Es importante notar que SMD es un número acumulativo, dependiendo del SMD de los meses previos.



La Figura N° 2.2.6 es un esquema idealizado y simplificado de la secuencia de tiempos de la humedad del suelo relacionada con la lluvia y PE para un ciclo en una zona de temperatura septentrional (en el hemisferio norte). Se detallan tres tipos de vegetación hierba, arbustos y árboles. Cada uno tiene una profundidad de raíz diferente, señaladas como tres capas horizontales distintas. En primavera cuando PE > P (precipitación), el suelo entra en un SMD primero en las capas superficiales. A medida que la primavera avanza hacía el verano el SMD penetra más en profundidad hasta que todas las zonas de raíces (árboles incluidos) están en SMD. En el otoño, P > PE y las capas superiores del terreno llegan a recargarse de agua, mientras que las capas inferiores están aún en SMD. En este punto, el movimiento de agua es vertical hacia abajo en la columna de suelo. A medida que el otoño avanza hacia el invierno, la profundidad de la recarga de agua se hace mayor hasta que todas las capas están llenas de agua y no hay SMD a ninguna profundidad. El conocimiento del déficit de humedad del suelo es importante en agricultura y en hidrología. En las épocas de alto déficit de humedad las cuencas tienden a ser menos susceptibles a producir inundaciones.

Figura N° 2.2.6 Ciclo idealizado de humedad anual para tres tipos de vegetación. (Bedient y Huber, 1988.)

2.2.6 Tipos de Acuíferos Un «acuífero» se define como una formación de suelo o roca portadora de agua que contiene cantidades suficientes de ésta para ser explotada y traída a la superficie mediante pozos. Un acuífero puede ser «confinado» o «libre (no confinado)». La Figura N° 2.2.7 presenta un esquema de los diferentes tipos de acuíferos. El acuífero superior es libre, es decir que tiene una línea de nivel freático natural con libertad para subir o bajar. Un acuífero confinado esta restringido por un estrato superior impermeable llamado «capa acuiclusa», que inhibe el movimiento del agua hacia arriba. Cuando se perforan una serie de pozos en el acuífero confinado, el agua se elevará y llegará a su propia línea de nivel freático. Esta línea es la línea piezométrica o sea la debida a la presión hidrostática del acuífero confinado. En el área de la Provincia de Entre Ríos existe un acuífero confinado denominado Acuífero Guaraní, el cual se encuentra a profundidades del orden de 1.000 m, abarcando un área muy extensa de Bolivia, Uruguay, Argentina y Paraguay. Sus principales características se presentan en http://www.sg-guarani.org/index/site/index.php?language=es, que trata del Proyecto de Gestión de dicho Acuífero actualmente en curso, el cual es coordinado por la Organización de Estados Americanos (OEA) y financiado parcialmente con donaciones del Fondo para el Medio Ambiente Mundial (FMAM o GEF).

http://www.sg-guarani.org/index/site/index.php?language=es



Figura N° 2.2.7 Esquema de los tipos de acuíferos.

2.2.7 Reservas de agua Para no deteriorar el recurso es importante conocer las reservas de aguas subterráneas y programar su explotación. Existen dos tipos de reservas: 1) Reservas permanentes: es la cantidad de agua que siempre permanece en un acuífero independientemente de las variaciones estacionales. Está representada por el menor nivel piezométrico dentro de un año hidrológico. 2) Reservas renovables: es el agua comprendida entre las variaciones de nivel piezométrico dentro de un año hidrológico. Teóricamente solo debieran explotarse las reservas renovables.



2.2.8 Parámetros de Producción de agua de un acuífero La capacidad de producción de agua de un acuífero es un parámetro físico significativo en hidrogeología que es función de varios parámetros, incluyendo: 1. Producción específica: la cantidad de agua del acuífero que drena libremente bajo la

influencia de la gravedad (expresada como porcentaje). Por definición es menor que la porosidad ya que parte del agua no es libre de drenar debido a las fuerzas atractivas y de enlace tales como la tensión superficial. Algunos valores típicos aparecen en la Tabla N° 2.2.1.

2. Coeficiente de almacenamiento, S: en cierto modo similar a la producción específica, este parámetro expresa el volumen de agua que un acuífero libera (o acumula) por unidad de superficie y por unidad de variación en longitud en la altura piezométrica. Para acuíferos confinados 10-5 < S < 10-3. Para acuíferos libres 10-2 < S < 0,35 (Davis y Cornwell, 1991). Las unidades son m3 de agua/m3 de acuífero.

3. Gradiente hidráulico, dh/dx: la pendiente de la línea de la superficie piezométrica en m/m. La magnitud de la «altura» determina la presión sobre el agua subterránea para moverse y a qué velocidad.

4. Conductividad hidráulica, K: en la zona no saturada, la conductividad hidráulica se definía como una medida de la capacidad de un medio (suelo) para permitir el paso del agua en unidades de m/s. Con respecto a acuíferos, el medio no es el suelo sino normalmente roca (aunque puede ser arena). K es una propiedad tanto del medio como del flujo y es dinámica, variando con el contenido de humedad. En este apunte, usamos los términos conductividad hidráulica y permeabilidad indistintamente. Los valores pueden oscilar sobre 12 órdenes de magnitud con los valores más altos para gravas y calizas (entre 10-12 y 10-4) y los más bajos para rocas ígneas3 y metamórficas4 unifraccionales así como arcillas (10-8 a 10-14). Algunos valores típicos aparecen en la Tabla N° 2.2.1.

Tabla 2.2.1 Parámetros del suelo según el tipo de material. Adaptado de Johnson, 1962, 1967.

5. Transmisividad, T: la velocidad de flujo por unidad de ancho del acuífero bajo un gradiente

hidráulico dh/dz unitario (valores típicos 10-4 < T< 10-1). Según la Ley de Darcy: T = Kb m2/s donde b = espesor (altura) del acuífero

3 Roca volcánica procedente de la masa en fusión del interior terrestre. 4 Roca que ha sufrido cambios en su forma y estructura, debido a la acción de los agentes externos e internos (atmosféricos, presión, calor, etc.)



2.2.9 Flujo de agua subterránea

2.2.9.1 Generalidades Al igual que en el flujo de la zona no saturada, el flujo en acuíferos es hasta cierto punto tridimensional. Sin embargo, si el gradiente hidráulico es predominantemente unidireccional, el flujo será casi unidimensional. Si la conductividad K = Kx = Ky = Kz entonces el acuífero se considera isótropo5 y éste es el caso del flujo más sencillo de analizar. Si K es independiente de la localización dentro del acuífero, se dice que es homogéneo. Normalmente en el análisis, el flujo se supone isótropo y homogéneo. Como vimos anteriormente, la ley de Darcy para el flujo de agua subterránea es:

dxdhKAQ −=

12

12

llhhKA

−−

=

donde Q = flujo (horizontal) a través del acuífero, m3/s K = conductividad hidráulica, m/s A = área de la sección transversal, m2 h2 - h1 = caída de presión, m l2 – l1= diferencia de longitud (a lo largo de la dirección horizontal x entre h2 y h1), m también

dldhK

AQq ==

;xhKq xx ∂

∂= ;

yhKq yy ∂

∂=

zhKq zz ∂

∂=

donde q = descarga específica o flujo por unidad de superficie Ejemplo: Determinar la capacidad de flujo diario y la transmisividad de un acuífero de piedra si: • La profundidad del acuífero es de 15 m • El ancho es de 800 m • La longitud es de 2 km • La variación de altura de presión en los 2 km es de 3 m. Solución: Supóngase la conductividad hidráulica K = 6 x 10-7 m/s = 5,2 x 10-2 m/día

dldhKAQ =

Q = 5,2 x 10-2 x 800 x 15 x 3/2000 = 0,94 m3/día Transmisividad, T = Kb = 5,2 x 10-2 x 15 = 0,78 m2/día Las ecuaciones generales de flujo para agua subterránea son desarrolladas en varios textos generales de hidrología e hidrogeología (Bras, 1990; Domenico y Schwartz, 1990). Aquí se presentan brevemente a los efectos de comprender su capacidad para transportar contaminantes.

5 Sus propiedades no dependen de la dirección espacial.



2.2.9.2 Flujo en un Medio Saturado La Figura N° 2.2.8 representa un volumen de control unitario de un medio saturado. Se aplica el concepto de balance de materia en una unidad de suelo para determinar la ecuación de flujo.

Figura N° 2.2.8 Elemento de roca saturada sin superficie libre

El balance de materia neto en la dirección x es:

⎟⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜⎜

⎝

⎛=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

tiempoelconmasadeentoalmacenami

elenVariación

unidadladesdemasaenCaudal

unidadlahaciamasaenCaudal

zyxtnzy

xxq

qzyq xxx ΔΔΔ

∂∂

=ΔΔ⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

∂Δ∂

+−ΔΔ)()( ρρ

ρρ

donde n es una porosidad efectiva (unidades de longitud), también denotada como ne ρn es la masa de agua por unidad de volumen qx= flujo por unidad de área perpendicular a la superficie Δy-Δz la ecuación anterior entonces se reduce a

t

nx

q xx

∂∂

=∂

∂−

En tres dimensiones

tn

zq

yq

xq zyx

∂∂

=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂

∂+

∂

∂+

∂∂

−

Introduzcamos el término “almacenamiento específico”, S0, como el volumen de agua liberada del almacenamiento por unidad de volumen de acuífero y por unidad de cambio en la altura de presión (Bras, 1990), es decir, dimensiones de inversa de la longitud. De la fórmula de presión hidrostática:

)( 0ZhgP −= ρ donde h = altura piezométrica (Z0 = referencia)

thS

zq

yq

xq zyx

∂∂

−=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂

∂+

∂

∂+

∂∂

− 0

Para condiciones de estado estacionario

0=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂

∂+

∂

∂+

∂∂

−z

qy

qx

q zyx



Al introducir la Ley de Darcy, es decir )/( xhKq xx ∂∂= . Luego

0=⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

∂∂

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

zhK

zyhK

yxhK

x zyx

Si la roca se puede considerar isótropa, es decir, K = Kx = Ky = Kz, entonces puede extraerse fuera de los paréntesis, resultando:

02

2

2

2

2

2

=∂∂

+∂∂

+∂∂

zh

yxh

es decir (la ecuación de Laplace) 02 =∇ h

Las diversas técnicas para la solución de la Ecuación de Laplace incluyen métodos gráficos, analogías eléctricas y métodos numéricos que se discuten en Shaw (1994), Bras (1990) y Wang y Anderson (1982). Existen soluciones analíticas basadas en los supuestos de simplificación de Dupuit y Forcheimer para flujo no confinado. Estos supuestos son: 1. El gradiente hidráulico dh/dx se aproxima a la pendiente del nivel freático y la pendiente de la

superficie libre. 2. El nivel freático y la superficie libre son «prácticamente» horizontales. 3. La descarga es constante en toda la profundidad de flujo evaluada. La ecuación de Laplace es la base para resolver problemas numéricos de flujo en medios porosos. Esto se puede extender más allá de la hidrodinámica para incluir la química del agua y resolver problemas de flujo de contaminantes en casos de agua subterránea.

2.2.9.3 Flujo en Acuífero No Confinado La Figura N° 2.2.9 muestra el patrón de flujo de agua subterránea entre dos ríos cuyos niveles de agua son diferentes.

Figura N° 2.2.9 Flujo en un acuífero libre entre dos masas de agua sin recarga

Si el flujo se supone unidimensional y estacionario (una vez que se descarga todo el exceso de agua en el lado con nivel más bajo), con una conductividad hidráulica K, entonces la ecuación de Laplace es:

02

2

=dx

hd

Integrando h2 = ax + b



Condición de contorno 1: h = hL en x = 0 Por tanto 2

Lhb = Diferenciando la ecuación de Laplace

adxdhh =2

De la ecuación de Darcy

dxdhKhq −=

La ecuación de Laplace se convierte en

xKqhhx

dxdhhh LL

22 222 −=+=

Condición de contorno 2: Lxalhh R ==

LKqhh LR

222 −=

Por tanto

( )22

2 RL hhL

Kq −= (Ecuación de Dupuit)

La ecuación de Laplace se convierte en

( )2222RLLR hh

Lxhh −−= (Parábola de Dupuit)

Esta última ecuación da la variación lineal de la altura del nivel freático una vez estabilizado, el cual atraviesa la “isla” desde el río izquierdo hasta el río derecho de la Figura N° 2.2.9. Las ecuaciones anteriores se verifican solo en el caso de no existir recarga. Recarga es la proporción de lluvia que (eventualmente) se hace camino hacia el acuífero y eleva el nivel freático. Si la recarga es R, entonces:

Rdxdq

=

De la Ley de Darcy

dxdhKhq −=

Por tanto:

Rdx

hKddxdq

=−= 2

22

2

Integrando la ecuación anterior dos veces

baxK

Rxh ++−=2

2

Igual que en el caso de no recarga, las condiciones de contorno son las mismas, resultando: 2

Lhb =

y KRL

Lhha LR +

−=

22



Sustituyendo y ordenando, llegamos a

)()( 2222 xLKRxhh

Lxhh RLL −+−−=

Esta ecuación parabólica determina la forma de la línea de nivel freático. Con ella puede determinarse el caudal a través del acuífero. Diferenciando la ecuación anterior resulta:

)2(222

xLKR

Lhh

dxdhh LR −+

−=

Utilizando la Ley de Darcy esta última ecuación se convierte en

)2(2 22

xLKR

Lhh

Kq LR −+

−=

−

entonces:

)2(2

)(2

22 xLRhhL

Kq RL −−−=

Esta última es la ecuación de Dupuit para flujo con efecto de recarga. Ejemplo De la Figura N° 2.2.10, determinar la altura y posición del nivel freático en la divisoria de aguas si la recarga se estima en 0.05 mm/día, a un acuífero de arena gruesa.

Recarga

Figura N° 2.2.10 Acuífero aislado libre con recarga.

Solución: Para un acuífero de arena gruesa suponemos K ≅ 1,16x 10-4 m/s (tabla N° 2.2.1), es decir K ≅ 10 m/día. En la divisoria de aguas, el flujo se divide y el de la izquierda va a la izquierda y el de la derecha va a la derecha. Por tanto no hay flujo donde máxhh = y así, de la ecuación de Dupuit para flujo con efecto de recarga queda como:

)2(2

)(2

0 22 xLRhhL

Kq RL −−−==

Despejando x y sustituyendo los valores de hL, hR, L, K, y R, resulta:

( ) kmhhLRKLx RL 2,3

21 22 =⎥⎦

⎤⎢⎣⎡ −−=

Sustituyendo en la ecuación )()( 2222 xLKRxhh

Lxhh RLL −+−−= resulta: h = 19,4 m

Nótese que la altura sobre la divisoria de aguas es mayor que la del más alto de los dos ríos o lados de la “isla”, por efecto de la recarga.



Como vimos, el acuífero freático se alimenta del agua de lluvia que se infiltra y percola desde los niveles superiores del suelo, para luego descargar en ríos, lagunas y mares. Pero también puede recibir aportes desde esos cuerpos superficiales de agua. La napa se recarga de una u otra fuente, dependiendo de las disponibilidades de agua según se produzcan períodos lluviosos o secos. Cuando hay gran disponibilidad de agua en la napa, ésta alimenta a los cuerpos superficiales pudiendo elevar el nivel freático hasta que supera la superficie del terreno, formando una laguna. Existe una total intercomunicación entre la napa freática y las aguas superficiales, generando un sistema de flujos que tiende a lograr el equilibrio de las presiones hidráulicas. La estrecha conexión entre la superficie del terreno y la napa freática, hace que las actividades antrópicas perturben fácilmente el comportamiento y las características del agua freática, por lo cual en el caso de que se utilice para provisión de agua (Figura 2.2.11), su calidad suele ser deficiente.

Figura N° 2.2.11 Obtención de agua mediante un pozo en el Acuífero Freático

El agua se mueve a distintas velocidades en el terreno, generalmente más rápido en las zonas cercanas a la superficie, donde los gradientes de presión son mayores. En las tres siguientes figuras se muestra el comportamiento de la napa subterránea según sea el nivel de agua libre.

Figura N° 2.2.12 a) Situación normal

Figura N° 2.2.12 b) Napa que aporta (aguas bajas en el río o laguna)

Figura N° 2.2.12 c) Napa que recibe (aguas altas o crecida en el río o laguna)



2.2.9.4 Características del Flujo en Acuíferos Confinados Constituyen acuíferos sepultados, que no tienen comunicación directa con la superficie y están sometidos a la presión litoestática correspondiente a la columna de sedimentos superiores. Este estado de aislamiento es consecuencia de la interposición de capas impermeables entre el acuífero y la superficie. Se denominan acuífugos a los estratos que no admiten ni transmiten agua, acuícludos son los que admiten pero no transmiten, mientras que acuítardos son aquellos que solo transmiten agua muy lentamente. (Figura N° 2.2.13)

Figura N° 2.2.13 Esquema de un Acuífero Confinado

Los acuíferos suelen estar constituidos por arenas o gravas. Las rocas graníticas y volcánicas forman acuífugos, las arcillas acuícludos y los limos se comportan como acuitardos. Cuando un acuífero está limitado por un acuitardo, suele llamárselo acuífero semiconfinado ya que el acuitardo le permite cierta recarga (Figura Nº 2.2.14.)

Figura N° 2.2.14 Esquema de Acuíferos Semiconfinado y Confinado

Así como el acuífero freático posee un nivel freático que lo caracteriza, para los acuíferos confinados se define el nivel piezométrico. El nivel piezométrico es una superficie virtual en la cual la presión hidráulica del acuífero iguala a la presión atmosférica. Gráficamente se define mediante las alturas que alcanza el agua dentro de los pozos perforados hasta el acuífero en cuestión (Figura N° 2.2.13). Sí la presión hidráulica es muy elevada, el nivel piezométrico puede superar la superficie del terreno y al perforar, el agua surge naturalmente para formar un pozo surgente o artesiano.



Los acuíferos confinados poseen distinta calidad de agua según los suelos y sedimentos que atraviesan. Es habitual que los acuíferos profundos estén localizados en arenas marinas resultando, aguas salobres. El estado de confinamiento ayuda a la preservación de la calidad de agua del acuífero, por ello es más difícil que se produzca la contaminación del mismo. Pero el confinamiento dificulta la recarga, siendo comunes los problemas de depresión del acuífero por sobre-explotación (Figura N° 2.2.15). Los acuíferos confinados constituyen una de las principales fuentes de agua de consumo a nivel mundial.

Figura N° 2.2.15 Sobreexplotación de acuíferos

En la Figura N° 2.2.16 se ilustran las características típicas de acuíferos en la llanura pampeana.

Figura N° 2.2.16 Acuíferos típicos en la llanura de Buenos Aires

En síntesis, el flujo en el acuífero es función de la permeabilidad, que es la propiedad de los materiales de permitir el pasaje del agua. Depende no solo de la cantidad de poros que posee el material (Porosidad n), sino también de la forma e interconexión de los mismos (Porosidad efectiva o eficaz ne). El gradiente hidráulico que representa la variación de las presiones de confinamiento por unidad de distancia, es el que define el sentido del escurrimiento. Se denomina almacenamiento al volumen de agua que puede extraerse de un acuífero variando su carga hidráulica.



2.3 HIDRÁULICA DE CAPTACIONES: FUNDAMENTOS

2.3.1 Tipos de captaciones Para extraer agua del terreno se utilizan diversos tipos de captaciones, por ejemplo 1- Pozos excavados Es probablemente el tipo de captación más antiguo. En la actualidad se excava con máquinas y en rocas duras con explosivos. Sigue siendo la elección más adecuada para explotar acuíferos superficiales, pues su rendimiento es superior al de un sondeo de la misma profundidad. Otra ventaja en los acuíferos pobres es el volumen de agua almacenado en el propio pozo. Diámetro, de 1 a 6 metros o más. Profundidad, generalmente de 5 a 20 metros. 2- Sondeos Son las captaciones más utilizadas en la actualidad. Los diámetros oscilan entre 20 y 60 cm. y la profundidad en la mayoría de los casos entre 30 - 40 m. y 300 o más. Si la construcción es correcta, se instala tubería ranurada sólo frente a los niveles acuíferos, el resto, tubería ciega. Ver Figura N° 2.3.1

Figura N° 2.3.1 Ejemplo de un Sondeo para extracción de agua

Se denomina “desarrollo” a los trabajos posteriores a la perforación para aumentar el rendimiento de la captación, extrayendo la fracción más fina en materiales detríticos o disolviendo con ácido en calizas.



3- Galerías Ya existían galerías para agua en la Mesopotamia en el siglo IV a.C. Con una ligera pendiente, el agua sale al exterior por gravedad, sin bombeo. Se excavan igual que en minería. En las islas Canarias es la captación más frecuente, generalmente con varios km. de longitud. Ver Figura Nº 2.3.2.

Figura N° 2.3.2 Ejemplo de una Galería para extracción de agua

4- Drenes Similares a las galerías, pero son tubos de pequeño diámetro, perforados con máquina, normalmente hasta unas decenas de metros. Son más utilizados para estabilidad de laderas que para la utilización del agua. Ver Figura Nº 2.3.3.

Figura N° 2.3.3 Ejemplo de Drenes

5- Zanjas de drenaje Se utilizan en acuíferos freáticos de muy poco espesor. Profundidad de 2 a 4 metros y longitudes de unas decenas a varios centenares de metros. Se excavan una o varias zanjas, que, siguiendo la pendiente topográfica, vierten a un pozo colector desde el que se bombea. Se utilizan tanto para explotación del agua subterránea poco profunda como para el drenaje necesario para la estabilidad de obras.



2.3.2 Cono de descensos de un acuífero por bombeo Vamos a analizar el comportamiento del agua subterránea cuando se bombea en un sondeo vertical. Supongamos que empezamos a bombear en un acuífero libre cuya superficie freática inicial fuera horizontal. El agua comienza a fluir radialmente hacia el sondeo, y, transcurrido un tiempo, por ejemplo unas horas, la superficie freática habría adquirido la forma que se presenta en la Figura N° 2.3.4, denominada cono de descensos. Esto puede apreciarse realmente si en los alrededores del sondeo que bombea existen otros sondeos para observación de los niveles (ver Figura N° 2.3.5). La forma convexa del cono se explica así: El agua que fluye radialmente hacia el sondeo tiene que atravesar cada vez secciones menores (las paredes de imaginarios cilindros concéntricos con el sondeo), de modo que, según Darcy, si disminuye la sección, tendrá que aumentar el gradiente para que el producto permanezca constante.

Figura N° 2.3.4 Cono de descenso alrededor de un sondeo bombeando (Margat 1962)

Figura N° 2.3.5. Corte del cono de descensos. La generatriz del cono corresponde a la ecuación s=f(r)



2.3.3 Cono de descensos en acuíferos confinados En un acuífero libre, es la superficie freática la que toma la forma del cono de descensos. En cambio, si lo que se bombea es un acuífero confinado o semiconfinado, y suponemos que la superficie piezométrica inicial es horizontal, al iniciar el bombeo es dicha superficie la que forma el cono de descensos, y son igualmente válidas las consideraciones anteriores.(ver Figura 2.3.6) En ambos casos, libre y confinado, el agua circula radialmente hacia el sondeo, pero la diferencia es que en el acuífero libre el agua circula por toda la sección transversal, desde el cono hacia abajo, mientras que en el confinado solamente circula por el propio acuífero.

< CAPA IMPERMEABLE < ACUÍFERO

< CAPA IMPERMEABLE

Figura N° 2.3.6 Cono de descensos en un acuífero confinado. Los cilindros concéntricos representan las superficies equipotenciales, cuya pérdida progresiva de energía queda reflejada en el cono formado por la

superficie piezométrica

2.3.4 Régimen permanente y variable A medida que pasa el tiempo, el cono de descensos va aumentando tanto en profundidad como en extensión. Estamos en régimen variable. Si en el sondeo de observación de la Figura N° 2.3.5 hemos medido los descensos en varios tiempos sucesivos, observamos que la variación en ese punto (Figura N° 2.3.7.a) es más rápida en los primeros momentos, y progresivamente la velocidad del descenso se va ralentizando. Esto es debido a que cuando el cono es mayor, para liberar el mismo volumen de agua necesita un descenso menor: en la Figura N° 2.3.7.b, entre t1 y t2 ha transcurrido el mismo tiempo que entre t3 y t4; si el caudal de bombeo es constante, el volumen de agua liberado en ambos incrementos de tiempo es el mismo, pero el descenso entre t3 y t4 es menor.

Figura N° 2.3.7. (a) Descenso en un sondeo de observación en función del tiempo.

(b) Las franjas entre t1 - t2 y t3 –t4 han sido producidas en idénticos incrementos de tiempo y presentan en el dibujo la misma superficie (en realidad, el mismo volumen). Por eso los descensos son cada vez menores.



Las franjas marcadas en la Figura 2.3.7.b) en un acuífero libre se han vaciado de agua, mientras que si se trata del cono de un confinado reflejan una disminución del potencial hidráulico, que multiplicado por el coeficiente de almacenamiento indica el volumen de agua liberado. Si el acuífero no recibe alimentación, el descenso continuaría y el diámetro del cono aumentaría sin detenerse. En condiciones naturales, el cono de descensos puede tomar agua de un río, un lago o de otro acuífero. Si esto sucede, los descensos se estabilizan, alcanzándose el régimen permanente o de equilibrio (Figura N° 2.3.8). En estas condiciones, la forma y tamaño del cono se mantienen aunque el sondeo siga bombeando ininterrumpidamente. En la realidad, en muchas ocasiones se produce un régimen quasi-permanente, en el que aparentemente no hay variación con el tiempo, pero en un intervalo de tiempo largo, de varios días, puede llegar a apreciarse un descenso de unos pocos centímetros.

Figura N° 2.3.8 Estabilización de los descensos después de un cierto tiempo de bombeo.

2.3.5 Formas del cono según las características del acuífero Si el acuífero tiene un mayor coeficiente de almacenamiento (S) o porosidad eficaz (ne), los descensos serían menores, ya que el acuífero proporciona más agua, y por tanto el tamaño del cono sería menor (Figura N° 2.3.9.a) Si el acuífero tiene una mayor transmisividad (T), la pendiente necesaria para que el agua circule será menor.(Figura N° 2.3.9.b)

Figura N° 2.3.9 (a) A igual transmisividad, el cono es mayor cuánto más bajo es el Coeficiente de

Almacenamiento. (b) A igual Coeficiente de Almacenamiento la pendiente del cono aumenta cuánto más baja es la transmisividad.



2.3.6 Fórmulas que expresan la forma del cono de descensos Desde mediados del siglo XIX se intentó encontrar expresiones matemáticas que reflejaran la forma y evolución del cono de descensos. Es evidente la utilidad de estas expresiones en la práctica: podremos evaluar la influencia que tendrá un bombeo en puntos vecinos; si el radio de nuestro bombeo podría llegar a una zona determinada en la que se infiltra agua contaminada, o calcular si será preferible extraer el caudal necesario mediante un solo sondeo de mayor caudal o con varios de menor caudal, etc. Observamos en la Figura N° 2.3.5 que la ecuación del cono ha de ser s=f(1/r) [s=descenso, r=distancia], es decir, a más distancia, menor descenso. Será función del caudal (Q): si bombeamos un mayor caudal generaremos un cono mayor. En régimen variable, será además función del tiempo: s=f(1/r, t). En ambos casos, variable o permanente, será función del acuífero: mejor acuífero, menores descensos. Pero existe una diferencia fundamental: en régimen permanente, el acuífero ya no aporta agua por vaciado de poros (libre) o por descompresión (confinado), sino que solamente transmite el agua radialmente hacia el sondeo que bombea. Por tanto, si se trata o no de un “buen acuífero” en régimen permanente dependerá de la transmisividad (T), mientras que en régimen variable dependerá de la transmisividad y del Coeficiente de Almacenamiento (S), que en un acuífero libre corresponde a la porosidad eficaz (ne). En resumen, las fórmulas que reflejen la forma del cono han de ser así: Régimen permanente: s = f (1/r, Q, 1/T) Régimen variable: s = f (1/r, t, Q, 1/T, 1/S)

2.3.6.1 Supuestos Básicos Las fórmulas más sencillas que nos expresan la forma del cono de descensos se refieren al caso más simple posible que reúne las siguientes características: - Acuífero confinado perfecto - Acuífero de espesor constante, isótropo y homogéneo - Acuífero infinito - Superficie piezométrica inicial horizontal (=sin flujo natural) - Caudal de bombeo constante - Sondeo vertical, con diámetro infinitamente pequeño (=agua almacenada en su interior

despreciable) - Captación “completa” (= que atraviese el acuífero en todo su espesor) Posteriormente, las formulaciones básicas, válidas para esas condiciones ideales, se van complicando para adaptarse al incumplimiento de una u otra de las condiciones referidas: acuífero semiconfinado o libre, acuífero que se termina lateralmente por un plano impermeable, bombeo variable, etc..

2.3.6.2 Ecuaciones de un Pozo en Régimen permanente Al estar en régimen permanente, el caudal (Q) que estamos extrayendo es el mismo que, fluyendo radialmente hacia el sondeo, está atravesando cualquier cilindro concéntrico con el sondeo (Figura N° 2.3.10).



< CAPA IMPERMEABLE < ACUÍFERO

< CAPA IMPERMEABLE

Figura N° 2.3.10. Acuífero confinado en régimen permanente

Aplicamos la ley de Darcy al flujo del agua subterránea a través de una de esas secciones cilíndricas, de radio r medido desde el eje del sondeo: Q = K . A . i donde: Q = caudal que atraviesa la sección de área A (caudal constante que está siendo bombeado) A = sección por la que circula el agua = 2. π . r . b [ b = espesor del acuífero] K = permeabilidad del acuífero i = gradiente hidráulico = dh/dr

Integrando entre r1 y r2 (Figura N° 2.3.9)

Como h2 – h1 = s1 – s2 (Figura N° 2.3.11

Figura N° 2.3.11. Niveles y Descensos en dos puntos de observación.



La fórmula no es válida para acuíferos libres, ya que a medida que el agua se acerca radialmente al sondeo no sólo disminuye la sección al disminuir el radio del cilindro imaginario que atraviesa el agua, sino también disminuye la altura de dicho cilindro. Además, el flujo ya no es horizontal como en el caso expuesto del confinado. No obstante, el error es aceptable si los descensos producidos son despreciables frente al espesor saturado del acuífero; habitualmente se acepta si los descensos no superan el 10% de dicho espesor, aunque esto en acuíferos libres de poco espesor (por ejemplo, aluviales) no se cumple. Aplicación de la fórmula si conocemos la Transmisividad del acuífero: Necesitamos también un punto de observación (en otro sondeo, a una distancia r1 del que bombea, el descenso estabilizado es de s1 metros). Con esos datos y el caudal de bombeo Q, podremos calcular el descenso a cualquier distancia. Un caso especial sería el cálculo del radio del cono o radio de influencia, R ; basta calcular la distancia a la que el descenso es 0.

2.3.6.3 Ensayos de bombeo Los ensayos de bombeo se realizan in situ con objetivos que incluyen: • Determinación de los parámetros hidrogeológicos de conductividad hidráulica, coeficiente de

almacenamiento • Determinación de la cantidad/calidad del suministro de agua • Determinación de la sostenibilidad de la producción máxima • Evaluar el impacto del descenso de nivel en los pozos vecinos6 • Proporcionar datos de base sobre las características y comportamiento del pozo (Daly, 1994). La gama de ensayos a pequeña escala que dan lugar a una pequeña descarga del pozo y que se usan para determinar K incluyen: • Ensayos a presión ascendente y descendente. • Ensayos de varilla y gancho • Ensayos a presión constante • Ensayos de obturador • Ensayos de trazadores Los ensayos a mayor escala que implican una mayor descarga del pozo, y que se utilizan para determinar cantidad, calidad y comportamiento incluyen: • Ensayos de descenso de nivel por etapas

• Ensayos de descarga constante Los ensayos se describen con mayor detalle en la mayoría de los textos de hidrogeología. En el ensayo a presión ascendente descendente se introduce rápidamente en el pozo un volumen fijo de agua, suficiente para producir un aumento instantáneo del nivel de agua. Se registra el nivel de agua del pozo a medida que va descendiendo con el agua deslizándose hacia el acuífero. En el ensayo de altura ascendente, se saca una cantidad fija. Cuando se representan los cambios en altura frente al tiempo, se puede determinar la conductividad hidráulica (Daly, 1992). Los demás ensayos a pequeña escala son variaciones de éste. En los ensayos a gran escala, se pueden determinar la producción del pozo en cantidad y calidad así como los parámetros que definen el comportamiento del mismo. Se registran los niveles del pozo y de pozos testigos de observación así como en los cauces cercanos antes del ensayo de bombeo. El ensayo típicamente sobrepasa las 24 horas y normalmente es de 72 horas, durante las cuales o bien se mantiene una tasa de bombeo o bien se establecen una serie de tasas de bombeo constantes, por ejemplo comenzando a 40 m3/h durante 6 horas seguidos de 35 m3/h durante 6 h, etc. Las medidas de descenso de nivel se representan a intervalos de tan sólo 30 s durante los primeros 30 minutos hasta unas 2 a 3 hs al segundo y tercer día.

6 Lo que se denomina afección (o afectación)



2.3.6.4 Determinación de Conductividad K con pozo en régimen estacionario En este punto vamos a re-escribir las ecuaciones de forma de determinar los parámetros del suelo. La Figura N° 2.3.12 representa el flujo radial a un pozo en un acuífero confinado.

Figura N° 2.3.12 Flujo en régimen estacionario en un acuífero confinado

Es de interés determinar los parámetros de conductividad hidráulica K y transmisividad T. Para ello el pozo de bombeo se rodea de dos pozos de observación no para bombeo, como se muestra en la Figura N° 2.3.13 (en este caso, para un acuífero libre).

Figura N° 2.3.13 Flujo de régimen estacionario de un acuífero libre, con pozos de observación

El flujo se considera bidimensional y el acuífero se supone homogéneo e isótropo. De la ley de Darcy,

drdhrbK

dxdhKAQ π2×==

donde r = distancia radial hasta un punto arbitrario en la curva de extracción b = altura (espesor del acuífero, en el caso confinado) es decir el volumen br 2π es el volumen del acuífero disponible para producir agua. La integración después de la separación de variables resulta en:

)/ln(

2w

w

rrhh

KbQ−

= π



Para la deducción de la ecuación véase Bras (1990):

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

==1

2

12

ln)(2 r

rhh

QKbTπ

donde T es la transmisividad del acuífero.

Donde los pozos de observación, h1, y h2, están adyacentes uno al otro a una distancia radial r1 y r2 de la línea central del pozo y r2 >r1. La Figura N° 2.3.13 es un esquema del flujo radial a un pozo en un acuífero libre.

La ecuación de Darcy es

drdhrKhQ π2=

Integrando

)/ln( 12

21

22

rrhh

KQ−

= π

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

=1

22

122

ln)( r

rhh

QKπ

Dónde h1 = altura del nivel freático en el pozo de observación 1 a una distancia radial r1 y h2 es la altura del nivel freático en el pozo de observación 2 a una distancia radial r2 (r2 > r1).

Gráficamente, se puede calcular representando los descensos del nivel de agua en función de log(r) (Figura N° 2.3.14). Si disponemos de más de dos puntos de observación, como en la figura, el trazado de la recta será más fiable. Se obtiene una recta, ya que en la fórmulas anteriores los descensos son una función lineal de los logaritmos de las distancias. El radio del cono se lee directamente, y de la pendiente de la recta se calcula la transmisividad T. A mayor T, menor pendiente: pensemos que ese gráfico es una imagen deformada del cono de descensos, y habíamos visto que al aumentar la transmisividad, disminuía la pendiente del cono.

Figura N° 2.3.14 . Datos para un bombeo de ensayo en régimen permanente con varios pozos



3 CONTAMINACIÓN DEL AGUA SUBTERRANEA 3.1 INTRODUCCIÓN El agua subterránea por su ubicación en el subsuelo, está más protegida de la contaminación que el agua atmosférica y el agua superficial, del aire y el suelo. Pese a ello puede ser vulnerada por diferentes tipos de contaminantes. Estos pueden ser de origen orgánico, inorgánico y también de acciones resultantes que modifican sus características físicas (temperatura). Los contaminantes orgánicos vivos (bacterias o virus) se encuentran en suspensión, los orgánicos inertes (derivados de compuestos químicos e hidrocarburos) pueden estar en solución o suspensión en función de su solubilidad y los inorgánicos, predominantemente en solución. La contaminación es la alteración de las propiedades físicas, químicas y/o biológicas del agua por la acción de procesos naturales o artificiales que producen resultados indeseables. Las características físicas más comunes son: temperatura, pH, turbidez, olor, color y las químicas: SDT, tipo y concentración aniónica, tipo y concentración catiónica, otros compuestos solubles, etc. Las características biológicas: modificación de la composición biológica natural, ya sea introduciendo nuevos organismos o eliminando los existentes. Además la contaminación puede ser natural y artificial y esta última, directa o inducida. Natural. Es común, la salinización por contacto con sedimentos marinos y salinos, o yacimientos metalíferos (Pb, Hg, Zn, Cu, Ag), no metalíferos o radiactivos y la incorporación de oligoelementos como F y As, a partir de sedimentos de origen volcánicos. Artificial directa. Es la más frecuente y se la puede clasificar de acuerdo al sitio donde se produce o a la actividad que la genera (urbana y rural) o (doméstica, industrial, agropecuaria). Urbana: vertidos domésticos; residuos de los escapes de los motores; pérdidas en las redes cloacales; lixiviados de basuras o rellenos sanitarios (Figura Nº 3.1.1); humos y desechos líquidos, sólidos y semisólidos de la industria (Figura Nº 3.1.2). Rural: el origen de los contaminantes y las fuentes de polución, son actividades agrícolas y ganaderas. Doméstica: vertido de jabones, detergentes, lavandina, materia orgánica (alimentos, fecal, basura en general). Cuando no se dispone de desagües cloacales, el resultado es la generación de ambientes propicios para la reproducción bacteriana y la formación de NH3, NO2- y NO3- (nitratos). Industrial: Contaminación de la atmósfera por la eliminación de humos y otros compuestos gaseosos y del suelo y el agua por vertidos líquidos, sólidos y semisólidos. Además por la infiltración de los contaminantes atmosféricos, que caen solos o arrastrados por la lluvia.



Figura Nº 3.1.1 Fuentes de contaminación originadas en rellenos o depósitos de residuos

Figura Nº 3.1.2 Fuentes de contaminación originadas en residuos enterrados



Agropecuaria: Empleo de plaguicidas y fertilizantes para mejorar la productividad. Los primeros (organoclorados u organofosforados), son altamente tóxicos (DDT, Aldrín, Dieldrín, Paratión, Malatión, Folidol, etc.). Fertilizantes (materia nitrogenada, fósforo y potasio). La materia nitrogenada se oxida a NO3- que es muy soluble, estable y móvil, mientras que el P, el K y sus derivados son fijados con facilidad por las partículas arcillosas del suelo. Otra fuente de contaminación en el ámbito rural, es la producida por las heces del ganado en corrales, tambos y bebederos, y especialmente en los feed lots, que concentran altas cargas de materia orgánica. En estos casos al deterioro en la calidad bacteriológica, hay que agregarle un fuerte incremento en el tenor de NO3-. La solubilidad, movilidad y degradabilidad, condicionan el comportamiento del contaminante en relación a su permanencia y perdurabilidad en el medio. Así, las bacterias provenientes de los vertidos fecales, rara vez subsisten mas de 50 días en el agua si esta no posee una adecuada concentración de materia orgánica. Los NO3- por su parte pueden mantenerse en solución en forma casi indefinida, salvo que sean reducidos a NO2-, N2, NH3 o NH4+(amonio), por el potencial redox del medio o por actividad bacteriana. Artificial inducida. Es la que deriva de la sobreexplotación; la más común es la salinización en acuíferos costeros, o por ascenso de agua salada de fondo en acuíferos continentales (Figura Nº 3.1.3).

Figura N° 3.1.3. Contaminación artificial inducida.

alta K

baja K

alta Kagua dulce

agua salada



3.2 TIPOS DE CONTAMINANTES Y SUS FUENTES DE EMISION

3.2.1 Problemas de calidad del agua subterránea natural Los principales problemas de calidad del agua subterránea natural vienen causados la dureza, hierro, manganeso, sulfuro de hidrógeno, sulfato y cloruro sódico. Con la excepción de la dureza y del cloruro sódico, plantean problemas ocasionales en los acuíferos pequeños y pobres más que en los acuíferos importantes. (Kiely, 1998), en base a una adaptación de Daly (1991b). Dureza. El agua subterránea que pasa a través de la caliza disuelve los compuestos de calcio y magnesio que provocan la dureza. En consecuencia, las aguas duras son comunes en las zonas calizas, con concentraciones de dureza totales que varían de 200 a 400 mg/l. Esto puede ser beneficioso para la salud y dar un gusto agradable. Por el contrario, niveles muy altos pueden ser una molestia, debido a la formación de incrustaciones en cacerolas, tuberías y calderas. Hierro y manganeso. La concentraciones en exceso de hierro no suelen causar problemas de salud pero son preocupantes por razones estéticas y de gusto. Cuando se extrae de un pozo o del grifo, el agua puede ser incolora pero, al entrar en contacto con aire, el hierro precipita para formar un depósito rojizo-marrón que recuerda al herrumbre. Esto da un gusto metálico al agua y mancha las tuberías y la ropa. El manganeso produce una coloración negra del agua. El origen del hierro pueden ser minerales ferrosos en las rocas y suelos, la contaminación por residuos orgánicos u ocasionalmente la corrosión de los accesorios de hierro en el sistema de distribución de agua. El agua subterránea de ciertos tipos de roca tales como calizas fangosas oscuras, pizarras y arenisca y de zonas de turba puede contener concentraciones muy altas de hierro. La ruptura de residuos orgánicos de fosas sépticas, granjas y otras fuentes puede producir la formación de dióxido de carbono y condiciones deficitarias en oxígeno y puede disolver el hierro en el agua subterránea. El manganeso se suele asociar frecuentemente con el hierro aunque es menos predominante. También es un buen indicador de contaminación por residuos con alta DBO, como el efluente de silos agrícolas. Sulfuro de hidrógeno. El sulfuro de hidrógeno es un gas reconocible por su olor a «huevos podridos». Sólo está presente en agua desoxigenada, de rocas como arcilla negra, como calizas7 o pizarras8 que contienen pirita9, o de lechos de evaporita10. Suele asociarse con el de hierro. Sulfato. Pueden darse concentraciones significativas de sulfato, donde lentes de evaporita en calizas han producido niveles de sulfato de hasta 800 mg/l Los problemas causados por estos constituyentes pueden resolverse mediante sistemas de tratamiento de agua y, donde sea posible, eliminando las fuentes de contaminación. Cloruro sódico. La intrusión salina en los acuíferos puede dar lugar a altos niveles de NaCI en el agua subterránea. Los problemas se presentan en zonas donde las rocas son muy permeables y donde hay un bajo gradiente hidráulico. El problema puede exacerbarse por pozos de extracción de aguas subterráneas cercanos a la costa.

7 Roca sedimentaria que contiene carbonato de cal o de magnesio. 8 Rocas que se dividen fácilmente en lajas o láminas según planos paralelos entre sí, pero que son muy resistentes a la rotura en sentido perpendicular. Procede de sedimentos arcillosos que han sufrido metamorfosis. 9 Mineral de fórmula S Fe que cristaliza en forma característica. Con frecuencia el Fe se encuentra sustituido por Ni o Co. La pirita es el Sulfuro más abundante de todos; se puede encontrar en cualquier medio geológico 10 Tipo de sedimento que se produce al evaporarse el agua de mares y lagos de baja profundidad, y que es indicativo de condiciones de aridez.



3.2.2 Actividades potencialmente contaminantes Se presenta una lista general de actividades potencialmente contaminantes (Tabla 3.2.1), con sus características clasificadas. Algunas de las actividades que generan riesgo serio de contaminación en países en desarrollo son comparables a aquellas que ocurren en países altamente industrializados, pero las que presentan la amenaza más seria en las naciones en desarrollo difieren significativamente, de sus similares en otros lugares. La diferencia entre contaminación de fuentes puntuales a identificables y contaminación difusa es de importancia fundamental, especialmente en la consideración de las medidas de control. Los compuestos de nitrógeno en las excretas no representan un peligro tan inmediato para las aguas subterráneas, pero pueden causar problemas mucho mas amplios y persistentes. Una indicación de la contaminación potencial de aguas subterráneas por nitratos proveniente de las unidades de disposición de excretas in-situ proviene de las siguientes consideraciones: una población de 20 personas/ha representa una descarga de hasta 100 kg/ha/año al suelo, la que, si fuera oxidada y lixiviada con 100 mm/año de infiltración, podría resultar en una recarga local de aguas subterráneas con una concentración de 100 mg N03-N/litro (nitrato). En la práctica se desconoce la proporción de nitrógeno depositado que será lixiviado, y, como consecuencia de varios procesos, se producirá dilución y reducción. Sin embargo, se puede esperar que los sistemas de saneamiento sin alcantarillado causen frecuentemente incrementos en la concentración de nitratos de las aguas subterráneas, incluso en climas relativamente húmedos. Es probable que provoquen mayores problemas en zonas áridas que no tienen un significativo flujo regional en el acuífero. En los sistemas anaeróbicos de aguas subterráneas con nivel freático poco profundo, la migración de amonio NH4+ (en vez de nitratos) puede causar problemas locales.

Figura N° 3.2.1 Incrementos en la concentración de nitrato en aguas subterráneas de pozos municipales del

gran Buenos Aires. (Algunas fuentes debieron ser abandonadas dada la alta contaminación por nitrato)



Tabla 3.2.1 Actividades potencialmente generadoras de cargas contaminantes

Características de la Carga Contaminante Actividad Categoría de

Distribución Princ. Tipos de Contaminante

Sobrecarga Hid. Relativa

Descarga bajo nivel del Suelo

Urbanización

Saneamiento sin alcantarillado u/r P-D n f o (+) * Fugas de alcantarillado (a) u P-L o f n (+) * Lagunas de oxidación de aguas servidas sin revestimiento (a)

u/r P o f n (++) *

Descarga de aguas servidas sobre el terreno (a) u/r P-D n s o f (+) Descarga de aguas servidas a rios (a) u/r P-L n o f (++) * Lixiviación de rellenos sanitarios a vertederos de basura (a)

u/r P o s m * Tanques de combustibles. u/r P-D o * Drenaje de carreteras. u/r P-D n o (+) *

Desarrollo Industrial.

Fugas de tanques y tuberías (b) u P-D o n * Derramamiento de productos químicos u P-D o m (+) Lagunas de agua de procesamiento y efluentes sin revestimiento.

u P o m s (++) *

Descarga de efluentes sobre el terreno u P-D o m s (+) Descarga de efluentes a rios u P-L o m s (++) * Lixiviado de relleno de residuos sólidos u/r P o m s * Drenaje de patios u/r P o n (++) * Deposición aereal. u/r D s o

Prácticas Agrícolas (c)

a. CULTIVOS - Con productos agroquimicos r D n o - y con irrigacion r D n o s (+) - y con estiércol, lodo, desperdicios r D n o s - y con irrigacion de aguas residuales r D n o s f (+) b. CRÍA DE GANADO/PROCESAMIENTO DE COSECHAS - lagunas de efluentes sin revestimiento. r P f o n (++) * - descarga de efluentes sobre el terreno. r P-D n s o f - descarga de efluentes a ríos. r P-L o n f (++) *

Extracción mineral

Cambio de régimen hidráulico. r/u P-D s n * Descarga de aguas de drenaje r/u P-D m n (++) * Lagunas de agua de procesamiento o lodo (barros) sin revestimiento

r/u P m s (+) *

Lixiviado de rellenos de residuos solidos r/u P n m *

(a) Puede incluir componentes industriales. (b) También puede ocurrir en áreas no industriales. (c) La intensificación de cultivo presenta mayores riesgos de contaminación. u/r urbano/rural P/L/D puntual/línea/difusa n nutrientes f patógenos fecales

o compuestos microorgánicos sintéticos y/o carga orgánica s salinidad m metales pesados



Si las aguas grises también se descargan a los sistemas de saneamiento in-situ, esto conducirá, a largo plazo, a exponer las aguas subterráneas a riesgo de una seria contaminación adicional como consecuencia de la diseminación progresiva de productos químicos domiciliarios que contienen un rango y una concentración creciente de compuestos orgánicos sintéticos. No se conoce lo suficiente sobre el comportamiento de estos compuestos en las aguas subterráneas, pero los desinfectantes con diclorobenceno son un ejemplo del problema potencial que existe. En los lugares donde se justifican técnica y económicamente, se pueden considerar numerosas medidas para reducir el riesgo o la escala de contaminación de las aguas subterráneas por sistemas de saneamiento in-situ. Estas medidas incluyen modificaciones en los diseños para reducir la profundidad de descarga y la carga hidráulica, la incorporación de un medio filtrante artificial, la eliminación de residuos sólidos nitrogenados y la estimulación de una desnitrificación in-situ. Las medidas para atenuar contaminación también podrían incluir recomendaciones mínimas de separación entre las unidades de disposición de excretas y las fuentes de aguas subterráneas para abastecimientos de agua potable. Sin embargo, bajo condiciones hidrogeológicas desfavorables, ambas tecnologías de bajo costo, el abastecimiento por pozos someros de agua potable y los sistemas de saneamiento in-situ, pueden resultar incompatibles.

Figura N° 3.2.2 Distribución de Nitrato en las aguas subterráneas de los distritos General San Martín, Tres de Febrero y Lomas de Zamora del gran Buenos Aires en relación con el Desarrollo Urbano e Industrial.

3.2.3 Otras actividades urbanas e industriales contaminantes En muchos países aún continúan sin alcantarillado extensos sectores de áreas urbanas y marginales. Un creciente número de industrias y actividades (tales como textilerías, talleres de metales y de vehículos, imprentas, curtiembres, estaciones de combustible, etc.) con frecuencia tiende a localizarse en forma dispersa en estas áreas. La mayoría de estas industrias genera efluentes líquidos, tales como aceites y solventes.



Ante la falta de control, estos efluentes son descargados directamente al suelo, debido al alto costo de alternativas tales como tratamiento in-situ, o almacenamiento y transporte hasta lugares seguros de disposición. Con la creciente variedad y complejidad de productos químicos sintéticos que se usan en estas empresas, algunas actividades podrían representar una seria amenaza a largo plazo para la calidad de las aguas subterráneas locales con respecto a una amplia lista de compuestos, especialmente los hidrocarburos halogenados, algunos de los cuales, a pesar de su volatilidad, son solubles y móviles en los sistemas de aguas subterráneas. La industria produce la gama más numerosa y variada de contaminantes. En los países desarrollados, a fines de la década de 1980, se estimaba en aproximadamente 1 millón la nómina de compuestos orgánicos. De estos, unos 40.000 se producen y se utilizan en forma corriente, pese a que un número significativo es tóxico en diferente grados. A los citados hay que agregarle los metales pesados, fenoles, hidrocarburos, plaguicidas, etc. De los mencionados, algunos son altamente tóxicos, aún en concentraciones de millonésimas de gramo por litro de solución.

Figura N° 3.2.3. Producción Industrial de contaminación.

En la Figura Nº 3.2.3 se reproduce esquemáticamente la producción industrial de contaminantes, la emisión al aire y los vertidos sobre el suelo y en el subsuelo. Los humos contienen contaminantes en diferentes estados (sólido, líquido, gaseoso) que deterioran al aire y luego llegan al suelo por su propio peso o arrastrados por la lluvia. Generalmente tienden a concentrarse en las depresiones topográficas (ríos, lagos, lagunas), llevados por el escurrimiento superficial, o a infiltrarse y pasar al subsuelo, si existen condiciones favorables para ello. En la figura, se aprecia también la migración a través de capas de baja permeabilidad (acuitardos), favorecida por el bombeo del acuífero semiconfinado subyacente, lo que genera una sobrecarga favorable al acuífero libre sobrepuesto. Este proceso fue el que permitió la migración de los NO3- contenidos en el Acuífero Pampeano hacia el Puelche infrapuesto, con el consecuente deterioro en la calidad de este último, en el Conurbano de Buenos Aires y en La Plata.

acuitardo

su cap. tri piezomésup. freática



3.2.4 Accidentes ambientales Así como se conocen las fuentes más obvias de contaminación, se sabe que pueden ocurrir muchos de los llamados "accidentes ambientales" que pueden resultar en una carga contaminante discontinua al subsuelo de derivados del petróleo y/o sustancias químicas peligrosas. Tales accidentes ambientales incluyen incidentes durante su transporte, fugas debido a fallas operacionales o corrosión de las tuberías y de los tanques, etc. Dependiendo de las condiciones hidrogeológicas locales, tales derrames pueden causar un riesgo serio de contaminación de las aguas subterráneas.

3.2.5 Guías de calidad del agua potable en relación con las aguas subterráneas Existe una numerosa variedad de contaminantes que pueden afectar el agua y entre ellos, particularmente en las últimas décadas, se destacan los de origen orgánico. Al respecto se conocen alrededor de 3 millones de compuestos orgánicos de los cuales, la Environmental Protection Agency (EPA) les otorga preponderancia a unos 120 por su alta peligrosidad y uso generalizado, debido a que son tóxicos para el ser humano en concentraciones de millonésima de gramo por litro de solución. En muchos casos una política de protección de las aguas subterráneas no estará orientada a prevenir todo tipo de contaminación. Entonces surge el interrogante de saber qué cantidad de contaminación se puede tolerar. Por tal razón, las diferentes normas o guías para la potabilidad del agua se toman, en efecto, en los criterios de diseño para el control de la contaminación de las aguas subterráneas. Por lo tanto, es relevante discutir de qué manera las actuales Guías de la Organización Mundial de la Salud (OMS) sobre Calidad del Agua Potable se refieren directamente a las aguas subterráneas. Al hacerlo es importante apreciar que estas guías se basan en dos criterios separados: su importancia para la salud (efecto tóxico, carcinogénico, mutagénico) que es de primera prioridad, y los aspectos organolépticos o estáticos (sabor, color, olor) que son de importancia secundaria, siempre que se garantice que el consumidor aceptará el agua y no acudirá a una fuente aparentemente mejor, pero de mayor riesgo para la salud pública. Entre los constituyentes inorgánicos mencionados en las guías como nocivos para la salud (Tabla 3.2.2), el más generalizado y problemático es el nitrato, debido a su alta movilidad y estabilidad en los sistemas aeróbicos de aguas subterráneas. Otros constituyentes tales como fluoruros y, en menor grado, arsénico, se encuentran en las aguas subterráneas pero frecuentemente por causas de origen natural. Los metales pesados peligrosos (cadmio, cloro, plomo, mercurio) tienden a ser inmovilizados por precipitación, u otros procesos, en muchos acuíferos, pero migran significativamente en sistemas de aguas subterráneas con bajo pH11 y Eh12. Muchos de los constituyentes inorgánicos mencionados en las normas por motivos estéticos (Tabla 3.2.3) se encuentran ampliamente en las aguas subterráneas, a menudo por causas naturales y en algunos casos debido a contaminación; los más notables entre éstos son cloruro, hierro, manganeso, sodio y sulfato. En cuanto a los constituyentes orgánicos, se debe reconocer que los valores actuales de las guías aún no cubren la vasta gama de compuestos orgánicos sintéticos, especialmente con respecto a los plaguicidas, conocidos por ser contaminantes potenciales del agua. Esto se debe a que no existe una suficiente evidencia médica como para hacer una firme recomendación. 11 El pH o potencial de Hidrógeno es igual al logaritmo de la inversa de la concentración de cationes hidrógeno o hidrogeniones (H+). Los ácidos son moléculas que se disocian completamente al disolverse en agua, liberando un cierto número de H+ , el cual es mayor cuanto más “fuerte” es el ácido, tendiendo el pH a cero (0). Las bases liberan aniones oxhidrilo o hidroxilo (OH) y son más “fuertes”cuanto más se aproxima el pH a 14. Las sustancias que no liberan ninguno de estos elementos se denominan neutras y su pH es 7. 12 Potencial de Oxido Reducción (Potencial Redox). Se aplica a procesos en que hay transferencia de electrones entre átomos o iones. Cuando un elemento se oxida (cede electrones) otro se reduce (los gana). Más detalles en Anexo 1.



Tabla 3.2.2. Constituyentes inorgánicos

Resumen de las guias de la OMS para la calidad del agua potable (1984)

y su relación con la contaminación de las aguas subterráneas

Fuente: Foster, 1987 Notas: a) Se han omitido parámetros compuestos tales como Conductividad Eléctrica (CE), Sólidos Disueltos Totales (SDT),

pH, etc., que tienen principalmente importancia estética. b) Criterio de clasificación

S - de consideración para la salud (tóxico, cancerígeno, mutagénico) E - aspectos estéticos (sabor, olor, color) de consideración secundaria

c) (las letras mayúsculas indican ocurrencia más frecuente) N que ocurre en forma natural P contaminación causada por el hombre P- producto indirecto de contaminación orgánica mediante la reducción del Eh a niveles en los cuales Fe y Mn son solubles.

d) Indica el menor o mayor grado de frecuencia relativa y persistencia en aguas subterráneas contaminadas (o producto de cloración de aguas contaminadas por bencenos, ácidos fúlvicos/húmicos y fenoles, respectivamente).

Entre aquellos compuestos orgánicos para los que se han registrado valores guías como resultado de su significado para la salud (Tabla 3.2.3) los que, según la evidencia actual, parecen representar la amenaza más grande para la calidad de las aguas subterráneas, son algunos de los alcanos, alquenos y bencenos clorados, que son relativamente solubles en el agua y una vez en el subsuelo no experimentan gran retardo o rápida degradación. Estos compuestos son solventes sintéticos y desinfectantes que tienen un uso muy difundido en toda la escala de industrias. Paradójicamente, éstos no representan una seria amenaza para el agua superficial debido a su elevada volatilidad, pero las pérdidas volátiles de las aguas subterráneas son relativamente limitadas. Sólo algunos de los plaguicidas nombrados presentan una evidencia concreta de ser una amenaza sobre la calidad del agua subterránea debido a que muchos muestran una alta sorción13 en los suelos, aunque hasta el momento sólo se ha realizado limitado monitoreo y poca investigación. Sin embargo, se conoce que otros compuestos son móviles en las aguas subterráneas, pero, debido a insuficiente evidencia médica, aún no se ha fijado ningún valor limite.

13 La absorción es la captación de una sustancia por otra. La adsorción hace referencia a la adhesión de moléculas de gases o líquidos a la superficie de sólidos porosos. La adsorción es un fenómeno de superficie; la absorción es una mezcla o interpenetración de dos sustancias.



Tabla 3.2.3. Constituyentes orgánicos GUIA

Resumen de las guías de la OMS para la calidad del agua potable (1984)

y su relación con la contaminación de las aguas subterráneas Notas: e) guía tentativa sólo para el presente f) La EEC (1982) da una guía de un total de 0 µg/l de hidrocarburos disueltos y de 0.5 µg/l de fenoles sintéticos sobre consideraciones estéticas (www.cepis.ops-oms.org) Con respecto a la calidad microbiológica, las guías actuales de la OMS recomiendan que debe considerarse que un suministro no es satisfactorio si se detectan bacterias indicadoras, coliformes fecales, en cualquier muestra de 100 ml. Para algunos tipos de suministro de agua se puede tolerar la presencia de las bacterias coliformes totales en niveles de hasta 10/100 ml en muestras esporádicas. Algunos especialistas en salud pública consideran que estas guías son innecesariamente exigentes como para ser adoptadas en países en desarrollo, sobre todo para pequeños suministros de agua subterránea no tratados ni entubados, debido al costo desproporcionado para alcanzar tales estándares en relación con otros riesgos para la salud pública. También se cuestiona la relevancia del recuento de coliformes totales debido a la existencia relativamente difundida de organismos coliformes no fecales en las aguas subterráneas poco profundas de países tropicales. 3.3 CONTAMINACIÓN DE LA ZONA NO SATURADA Es la sección que se ubica inmediatamente por encima de la superficie freática y en ella coexisten los 3 estados de la materia (sólido, líquido y vapor).



La zona subsaturada posee gran trascendencia hidrogeológica, no sólo en el aspecto dinámico sino también geoquímico, pues es en ella, particularmente en su franja más superficial (faja edáfica), donde se produce la mayor incorporación de las sales solubles que caracterizan al agua subterránea de ciclo. Además, la zona subsaturada o de aireación, o no saturada, es un efectivo filtro natural frente a los contaminantes, en su recorrido descendente hacia la zona saturada, o del agua subterránea propiamente dicha.

3.3.1 Química Los procesos químicos que afectan la concentración de un soluto son tan variados, que incluso algunos presentan una componente física o biológica dominante (adsorción, degradación). Otros, netamente químicos, son: intercambio iónico, disolución - precipitación, oxidación - reducción, modificaciones en el pH, formación de complejos iónicos, etc.

3.3.2 Generalidades La eficacia de la zona subsaturada para impedir o dificultar el acceso de los contaminantes al agua subterránea deriva de: la capacidad de fijación que poseen los microporos, la interacción del sólido, agua, contaminante y aire, el intercambio iónico, la actividad biológica, la adsorción sobre las partículas finas, la formación de complejos de baja solubilidad, etc. Como se puede observar en la Figura Nº 3.3.1, dentro de la zona subsaturada, la franja edáfica (hasta donde penetran las raíces) es la más efectiva como filtro natural, debido a su alto contenido en materia orgánica y fuerte actividad biológica.

Figura N° 3.3.1 Perfil de zonas saturada y no saturada.

Los contaminantes persistentes y estables (Cl-, NO3-) no son retenidos en la zona de aireación, aún cuando ésta presente baja permeabilidad y espesor considerable, cuando existe excedente en el balance hídrico e infiltración efectiva (zonas húmedas).

3.3.3 Comportamiento de los contaminantes más comunes Nitratos La contaminación con NO3- se ha convertido en una de las causas principales de deterioro del agua subterránea, tanto en los países desarrollados como en los en desarrollo.

ZonaSubsaturada

franja capilar

franja intermedia

franja edáfica

sup. freáticaZona

Saturada



También se presenta en los ámbitos urbanos, provistos de servicios sanitarios y en aquellos que no los tienen; en pequeñas ciudades o poblados y en las megalópolis (México, Sao Paulo, Buenos Aires, Lima); en las comarcas rurales y en los emplazamientos industriales. En definitiva, en la actualidad, la contaminación con NO3- aparece como la más difundida geográficamente y vinculada a la mayor parte de las actividades humanas. En los centros urbanos carentes de servicios cloacales los NO3- derivan de la degradación de la materia orgánica, mayormente de origen fecal. Los pozos ciegos o negros, en los que se vierten los desechos fecales, son las fuentes de emisión principales. El espesor y la permeabilidad de la zona subsaturada condicionan la velocidad y el tiempo de tránsito hasta la saturada, favoreciendo la disminución en la concentración, por dilución, en el caso de producirse infiltración efectiva de agua no contaminada un esquema se puede observar en la Figura Nº 3.3.2. Sin embargo, la zona de aireación por sí sola, no es hábil para detener a los NO3- cuando existe flujo vertical descendente.

Figura N° 3.3.2. Espesor y permeabilidad de la zona no saturada. En las ciudades con servicios cloacales, los NO3- derivan de pérdidas en las redes, de aportes provenientes de los suburbios, que carecen o tienen poca cobertura cloacal, de viejos pozos ciegos que estaban situados en los cascos urbanos, y fueron reemplazados posteriormente por las redes sanitarias y en algunos casos, de antiguos repositorios de basura que estuvieron emplazados en la vecindad del ejido poblado y que luego de desactivados, fueron empleados como terrenos para viviendas o parquizados. En los ámbitos urbanos es frecuente que la contaminación con NO3- no sólo deteriore la calidad del agua freática, sino también la de acuíferos semiconfinados, como sucede en gran parte del Conurbano de Buenos Aires y en La Plata, donde la contaminación es de tipo areal o regional y llega al acuífero inferior (semiconfinado), luego de atravesar el acuitardo que lo separa de la capa freática, por el proceso de filtración vertical descendente (Figura Nº 3.3.3).

Figura N° 3.3.3. Contaminación con NO3- en ámbitos urbanos.

t1t2

PUELCHE

ACUÍFEROFREÁTICO

niv. freático

ACUITARDO

p. ciegodesact.

viejobasural

niv. piezométrico

t1t2t3t4 sup. freática

flujo sin contaminación

flujo con baja contaminación

flujo con alta contaminación



Este proceso se genera por la disminución de presión hidráulica en la base del acuitardo, derivada de la importante extracción a que está sometido el acuífero semiconfinado, para agua potable y uso industrial. En la zona subsaturada, la materia orgánica se degrada por actividad biológica, generando aminas las que producen nitrógeno orgánico y éste a su vez pasa a NO2- y a NH4+, que son inestables y se oxidan rápidamente para formar NO3-, que es la forma más estable y móvil de la materia nitrogenada. En el campo, los NO3- derivan de fertilizantes a base de abonos, sulfato de amonio o urea, en los sitios cultivados y de la bosta y orín existentes en corrales, tambos, feed lots y en la vecindad de bebederos. También es común encontrar tenores altos de NO3-, derivados de los pozos ciegos que se utilizan para las descargas fecales de las viviendas rurales. En general este tipo de contaminación es puntual o localizada, particularmente la vinculada a corrales y pozos ciegos. En la faja cultivada que rodea a La Plata, también tiene carácter local, pese a que la carga de materia orgánica y nitrogenada que se aplica al suelo para mejorar su productividad es alta. La industria que produce alimentos, la que faena, la que embute carnes y la que procesa y fabrica productos lácteos, genera desechos con alta proporción de materia orgánica, que si no son adecuadamente tratados y dispuestos, darán lugar a la formación de NO3-, que pueden contaminar al agua subterránea luego de atravesar la zona subsaturada.

Pesticidas o plaguicidas Se agrupa con estas denominaciones a los herbicidas, insecticidas y fungicidas. Se trata de sustancias químicas de composición muy diversa, en general de carácter orgánico y de alta toxicidad aún en muy bajas concentraciones (ug/l). Los pesticidas se pueden clasificar en: organoclorados, altamente tóxicos y persistentes en el suelo y los vegetales; organofosforados, también tóxicos, pero con alta movilidad y baja persistencia y los carbamatos, cuyo comportamiento en el suelo es similar a los organofosforados. Organoclorados (OCl). Se caracterizan por un importante efecto residual (persistencia) y por su baja solubilidad y movilidad. Justamente el efecto residual y su alta toxicidad, agravada por el efecto acumulativo en el organismo, hizo que algunos fueran prohibidos en los países del Norte, como el DDT, que es uno de los más conocidos. Actualmente en Argentina, está prohibido el uso de todos los organoclorados. Felizmente, los OCl están compuestos por moléculas grandes por lo que son fijados con facilidad en el suelo, especialmente por las partículas arcillosas. Ello inhibe su movilidad y hace muy difícil que puedan atravesar la zona subsaturada y alcanzar al agua subterránea. En sitios donde la zona de aireación es delgada (menos de 2 m) y compuesta por material aluvial mediano y grueso (arena, grava) los organoclorados pueden llegar hasta el agua freática. Otros OCl usados con frecuencia como plaguicidas son el Aldrín, Dieldrín, Heptacloro y Lindano, todos con vidas medias o persistencia en el suelo del orden de años. Organofosforados (OP). Son más solubles y móviles que los OCl, pero mucho menos persistentes. Los más utilizados son: Malatión, Paratión, Fentión y Dimetoato. Sus vidas medias en el suelo van de semanas a meses. Carbamatos (Cb). Son los más solubles y se comportan de manera similar a los OP, tanto en movilidad como en persistencia. El más empleado es el Carbaryl.



En el cuadro siguiente, se indican los plaguicidas más utilizados en Argentina, el índice de solubilidad y la persistencia en el suelo.

solubilidad

mg/l persistencia en el suelo

años Organoclorados (Ocl) Aldrín 180 1 – 4

Dieldrín 195 1 – 7

DDT 25 3 – 10

Heptacloro 7 – 12

Lindano 6800

Organofosforados (OP) días

Malatión

Paratión 100

Fentión

Dimetoato 122

El efecto producido por los distintos pesticidas en el organismo del hombre y de los animales es poco conocido. Sin embargo, la EPA (Environmental Protection Agency de EUA) considera que la mayoría son potencialmente cancerígenos o generadores de alteraciones en el sistema nervioso, hepático o renal y por ello, les fija límites máximos en el agua que van desde unidades de ug/l a décimas de ug/l. Metales pesados. Forman un grupo de compuestos poco solubles y altamente tóxicos, en bajas concentraciones. La mayoría de las normas les asigna límites de potabilidad mayores que a los pesticidas y las más severas, se refieren al Cd y al Hg. Los metales pesados más comunes son Cd, Mn, Pb, Cu, Cr, Ni y Zn y derivan de contaminación, principalmente de la producida por la industria. Más raro es que tengan origen natural, generalmente en sedimentos relacionados con yacimientos metalíferos. En general no se presentan como iones libres, sino formando complejos aniónicos asociados a compuestos orgánicos, de baja movilidad, aunque esta depende de su grado de oxidación; el Cr+3 p.ej. es fácilmente retenido por el terreno, pero como Cr-4 es mucho más móvil. Hidrocarburos Los HC son compuestos orgánicos que por sus características, conviene tratarlos independientemente. En efecto, se diferencian de los plaguicidas, por su densidad, volatilidad e inmiscibilidad. Si bien existen excepciones, los HC más comunes suelen ser menos densos que el agua, es frecuente que se volatilicen en mayor o menor medida y en general son inmiscibles en agua, por lo que pueden presentarse formando una fase líquida no acuosa (FLNA). La propagación de un HC en la zona subsaturada depende de las características propias del suelo, o la roca que la forma (porosidad, permeabilidad, composición mineralógica, anisotropía, heterogeneidad, espesor) y del grado de saturación que presente, por un lado y de las propiedades del HC por el otro (densidad, viscosidad, solubilidad).



En términos generales los HC se pueden clasificar en parafínicos, nafténicos, aromáticos volátiles y aromáticos polinucleares, ordenamiento en el que acrecientan su solubilidad. Para la propagación vertical de un HC libre, se puede utilizar la siguiente ecuación (Kozlovsky, 1984):

p = HCi . 1000

Ai . Cs p: profundidad alcanzada por el HC (m) HCi: cantidad de producto infiltrado (m3) Ai: área en la que se produjo la infiltración (m2) Cs: capacidad de retención del suelo frente al HC (l/m3) Las magnitudes de Cs en función de la granometría de la zona subsaturada son: grava y grava arenosa 5 l/m3 arena gruesa 8 " arena mediana 15-25 " arena fina y arena arcillosa 40 "

3.4 CONTAMINACIÓN DE LA ZONA SATURADA

3.4.1 Introducción En la zona saturada sólo se presentan los estados líquido (agua) y sólido (sedimentos) como se puede observar en la Figura Nº 3.4.1.

aguagravitacional

aguapelicular

sup. freática

zonasubsaturada

zonasaturada

aguapelicular

aire

Figura N° 3.4.1. Esquema de zona saturada.

El agua contenida en la zona de saturación es de dos tipos. Una prácticamente inmóvil, está adherida a la superficie de los clastos con una fuerza superior a la de la gravedad, generalmente denominada pelicular. La otra, que se dispone recubriendo a la pelicular, es móvil bajo la acción gravitatoria, por lo que se llama agua gravitacional y dado que es la que se extrae en las obras de captación, resulta la más peligrosa como medio de transporte de eventuales contaminantes. Un ejemplo se puede observar en la Figura Nº 3.4.2.



pozo absorbente

Figura N° 3.4.2 . Extracción por obra de captación.

El desplazamiento de un contaminante en el agua, está controlado por varios factores: la solubilidad, la reactividad con el agua y con el suelo, el tamaño molecular, la relación disolución - precipitación, la permeabilidad y porosidad del medio, la persistencia, la difusión molecular, la dispersión mecánica, etc. De cualquier manera, la velocidad de propagación no puede ser mayor que la del agua subterránea y el sentido seguirá al del flujo hidráulico. Algunos compuestos altamente solubles y móviles y que no reaccionan con el componente sólido (Cl-, NO3-), se mueven prácticamente a la misma velocidad que el agua y por ello se los emplea como trazadores. Los NO3-, sin embargo, pueden ser reducidos por el medio, o por bacterias desnitrificantes que, en el caso de existir, modifican significativamente su concentración. Dado que al tratar el tema en la zona subsaturada, se hizo referencia a los contaminantes generados por diferentes tipos de actividades y a sus características específicas, aquí se tratará sobre el comportamiento dinámico de los mismos. En lo que hace al volumen del recurso deteriorado, se puede clasificar a la contaminación en: puntual y difusa.

3.4.2 Contaminación Puntual Afecta a un volumen reducido del acuífero, extendiéndose sobre una superficie pequeña (Ej. contaminación que afecta a un pozo o a unos pocos pozos) y se caracteriza por presentar elevadas concentraciones como se puede observar en la Figura Nº 3.4.3. Actividades que suelen provocar contaminación puntual son:

• Lixiviados de vertederos de residuos urbanos y fugas de aguas residuales que se infiltran en el terreno.

• Lixiviados de vertederos industriales, derrubios de minas, depósitos de residuos radiactivos o tóxicos mal aislados, gasolineras con fugas en sus depósitos de combustible, etc.

• Pozos sépticos y acumulaciones de desechos procedentes de las granjas.

Figura N° 3.4.3. Esquema de contaminación de fuente puntual.



3.4.3 Contaminación Difusa Afecta a volúmenes significativos del acuífero y en general presenta concentraciones relativamente bajas del o los contaminantes, pero es de más difícil corrección que la puntual. En el ejemplo de la figura 6, la contaminación deteriora al acuífero freático, que es el más expuesto, pero también al semiconfinado subyacente, mediante el flujo descendente a través del acuitardo. Este mecanismo es el responsable del incremento en los tenores de NO3- registrados en el Acuífero Puelche (semiconfinado) en el Conurbano Bonaerense y en La Plata. La llegada de un contaminante no reactivo (no se separa del agua, ni reacciona, ni es retenido por el terreno) a un pozo, se produce luego de su pasaje a través de las zonas subsaturada y saturada. La contaminación difusa suele estar provocada por: • Uso excesivo de fertilizantes y pesticidas en la agricultura o en las prácticas forestales. • Explotación excesiva de los acuíferos que facilita el que las aguas salinas invadan la zona de

aguas dulces, por desplazamiento de la interfase entre los dos tipos de aguas. A efectos de disponer de órdenes de magnitud respecto al tiempo de tránsito, considerando un medio isótropo y homogéneo, se pueden emplear las siguientes ecuaciones para contaminaciones de tipo puntual (Custodio, 1994):

Ts = E . hr / R ts = d . m / K . i

Ts: tiempo de tránsito por la zona subsaturada E: espesor de la zona subsaturada R: recarga local hr: humedad relativa del suelo ts: tiempo de tránsito por la zona saturada d: distancia horizontal (foco - captación) m: porosidad efectiva K: permeabilidad i: gradiente hidráulico

La ecuación para el medio no saturado es demasiado simplista, pues no considera la permeabilidad vertical del mismo. En las tablas Nº 3.4.1 y 3.4.2 respectivamente, se indican los tiempos de tránsito a través del medio no saturado y saturado, para condiciones de recarga baja, media y alta (Custodio,1994)

Medio no saturado

E (m) 1 1 1 10 10 10 100 100 100

R (m/año) 0,05 0,2 1 0,05 0,2 1 0,05 0,2 1

hr 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1

Ts (años) 2 0,5 0,1 20 5 1 200 50 10

Tabla Nº 3.4.1. Tiempo de tránsito a través de un medio no saturado. De la tabla se desprende que, en función de los parámetros utilizados, los extremos para el tránsito en el medio no saturado son 1 mes y 200 años. En el primer caso para una condición de recarga alta (1.000 mm/año) y reducido espesor de la zona de aireación (1 m) y el segundo, para 100 m de zona subsaturada y baja recarga (50 mm/año).



Figura Nº 3.4.4. Ejemplo para distintas condiciones de recarga.

Medio saturado

d (m) 10 10 10 1000 1000 1000 K (m/días) 1 10 100 1 10 100 m 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 0,25 I 0,025 0,025 0,025 0,025 0,025 0,025 v (días) 100 10 1 10000 1000 100 v ( años) 0,3 0,03 0,003 30 3 0,3

Tabla Nº 3.4.2. Tiempo de tránsito a través de un medio saturado.

En la tabla II se señalan los tiempos de tránsito en medio saturado, para distancias de 10 y 1.000 m, entre el punto de ingreso y el pozo, con permeabilidades de 1, 10 y 100 m/d, porosidad efectiva del 25% y gradiente hidráulico del 2,5%, apreciándose que el tránsito puede variar entre 1 día y 27 años, considerando condiciones extremas. Si la contaminación es difusa, abarca un volumen significativo del acuífero y la relación entre las concentraciones de entrada y salida del sistema, en condición de flujo estacionario es: entrada - salida = aumento en el medio ce . R - cs. R = Vdc/dt R: recarga = descarga ce: concentración que la recarga adquiere a partir de la polución difusa (concentración de entrada) cs: concentración en el punto de muestreo (concentración de salida) V: volumen de agua en el acuífero

tm = V/R tm: tiempo medio de renovación (Ce – Cs)/(Ce – Co) = exp [1/tm (t-ta)] Co: concentración inicial (nivel base o background) ta: tiempo de tránsito por la zona subsaturada t: tiempo a partir del ingreso del contaminante al medio La interpretación matemática del transporte de un contaminante, se puede hacer mediante las ecuaciones de flujo y de transporte de masa las cuales se verán en detalle en el capítulo 6.



3.4.4 Propagación La forma de producirse, de propagarse, de situarse y la intensidad de la contaminación, dependen de las características y ubicación de la fuente de polución, de las propiedades del contaminante (reactivo - no reactivo) de su movilidad, de la recarga y de las características del medio (permeabilidad, porosidad, anisotropía, heterogeneidad), que inciden en las del agua (gradiente hidráulico, velocidad de flujo). Por ello, existe una variedad muy grande de situaciones, en realidad una para cada caso, lo que hace muy difícil realizar generalizaciones. Sin embargo, se hará mención a las más frecuentes. En la figura 3.4.5 (Custodio, 1994), se aprecia la propagación de un contaminante localizado o focalizado, a través de un acuífero libre, siguiendo el sentido principal del flujo.

Figura Nº 3.4.5. Propagación de los contaminantes.



El pozo a va a brindar una muestra bastante diluida en la concentración del contaminante, particularmente si se la extrae por bombeo, debido a la longitud del filtro (A). Los pozos b y c (B), no registran contaminación alguna, toda vez que su profundidad es menor a la que se ubica la pluma de contaminación. El pozo d tampoco detecta contaminación, pues capta de un acuífero subyacente, pero sí lo hará el más alejado de la fuente (C). Finalmente en (D), el bombeo industrial invierte el sentido del flujo, evitando la llegada del contaminante al río, al menos mientras se mantenga el cono de depresión. En la Figura Nº 3.4.6 (Custodio, 1994), se ejemplifica la evolución de un pluma de contaminación agrícola. Luego de alcanzar la superficie freática, el contaminante comienza a migrar en dirección del flujo; la dispersión mecánica y la difusión molecular permiten, junto con la persistencia de la entrada al medio, el incremento en el volumen de la pluma. Para tiempos cortos (A), el único pozo que detecta la contaminación y bastante diluida por su posición es el I. El grupo de los pozos (a b y c), el manantial y el río, no registran contaminación alguna. Para tiempos largos se observa en la Figura Nº 3.4.7 (B), la propagación de la pluma crece llegando al manantial y al río. En el grupo de pozos, el a observa una concentración diluida, el b no resulta afectado y el c registra la contaminación sin dilución. En el pozo II también se muestrea mezcla de agua contaminada y sin contaminar.

Figura Nº 3.4.6. Evolución de una pluma de contaminación agrícola para tiempos cortos.

Figura Nº 3.4.7. Evolución de una pluma de contaminación agrícola para tiempos largos.



Efecto de contaminación difusa (agrícola) en un acuífero libre homogéneo. Primero debe penetrar la contaminación a través del medio no saturado, y el medio saturado es alcanzado en primer lugar allí donde el espesor del medio no saturado sea menor (o la recarga sea mayor). El río (r) y los manantiales (m) reciben la contaminación diferida y diluída. La relación de potenciales hidráulicos entre el agua superficial y la subterránea, controla la posibilidad de que se produzca contaminación de una de ellas, a partir de la otra. Así, si el río es efluente (recibe aporte subterráneo), no es posible que exista contaminación difusa del agua subterránea a partir de la superficial, pero sí de esta última, como resultado del aporte subterráneo, un ejemplo de esto se puede observar en la Figura Nº 3.4.8.

Figura Nº 3.4.8. Contaminación de un río efluente.

Como se puede observar en la Figura Nº 3.4.9, solamente puede producirse contaminación localizada en la vecindad de las márgenes, si el tirante del río sube y se invierte la relación de potenciales hidráulicos.

t2t1

: tirante del río agua normal.t1 : " " " en crecidat2

margen contaminada con agua superficial mezcla de agua subterránea y superficial

Figura Nº 3.4.9. Contaminación localizada en las márgenes del río.

Cuando el río retorna a su tirante normal, la condición hidráulica vuelve a la indicada en la figura Nº 3.4.8. El agua subterránea corre peligro cierto de contaminación a partir del agua superficial, si el río es influente como se observa en la Figura Nº 3.4.10 a continuación.



río influente

t1t2

t3sup.freática

Figura Nº 3.4.10. Contaminación de agua subterránea por río influente.

K1

K1 K3 >> K2

K2

K3

sup. freática

a b c

Figura Nº 3.4.11. Contaminación difusa en un acuífero heterogéneo.

En un acuífero heterogéneo como el de la Figura Nº 3.4.11 la contaminación difusa desde superficie, se propaga con relativa facilidad a través del medio 1. Parte de ella llega al medio 2, donde la velocidad disminuye notoriamente debido a su baja permeabilidad. En 3, por el aumento de la permeabilidad, vuelve a incrementarse la velocidad de propagación. El pozo (b) registra la pluma de contaminación en un tiempo (t1) pero no el (a), más cercano a la fuente de polución debido a la baja velocidad de propagación en el medio 2. El 3, más profundo, pese a manifestar un retardo respecto al medio 2 frente al flujo vertical, presenta un mayor desplazamiento lateral de la pluma, que es identificada por el sondeo (c), en un tiempo t2, mientras que el sondeo (a), aún no la registra. En caso de cesar el ingreso de contaminantes al sistema subterráneo, la recarga será mucho más activa en los medios 1 y 3, lo que dará lugar a una disminución relativamente rápida de la contaminación por dilución. El medio 2, debido a su baja dinámica, recibirá menor aporte y por ende el proceso de dilución será bastante más lento, lo que permitirá una mayor persistencia de la contaminación. En un acuífero confinado, la polución puede producirse en el ámbito de recarga, generando contaminación difusa. Como en el caso anterior, si el acuífero es heterogéneo y la unidad geológica presenta estratificación gradada, casi seguramente K2 > K1 y la velocidad de propagación por el medio 2 (V2 > V1), por lo que la pluma avanza más rápidamente en 2 que en 1 y es detectada antes en el pozo b como se observa en la Figura Nº 3.4.12 a continuación.

a b

K1

K2

K2 > K1V2 >V1

niv. piez.

Figura Nº 3.4.12. Contaminación localizada en las márgenes del río.



Si finaliza el aporte de contaminantes, en el pozo a se seguirá registrando la contaminación bastante tiempo después de su desaparición en el sondeo b. Los ejemplos demuestran claramente la incidencia que ejerce el medio (mayor o menor heterogeneidad) y la dinámica del agua subterránea, en los procesos de contaminación y lo complicado que resulta detectarla y cuantificarla. Por ello, para lograr un seguimiento adecuado (monitoreo) es necesario conocer las características y el comportamiento hidrogeológico de los acuíferos y de sus unidades asociadas. Un caso particular, es el de los hidrocarburos, dado que la mayoría son inmiscibles (forman una fase líquida no acuosa). Muchos son menos densos que el agua (flotan), pero también los hay más pesados (solventes orgánicos - triclorobenceno, tricloroetileno, tetracloruro de carbono, etc). En el primer caso (Figura Nº 3.4.13) los HC, luego de atravesar la zona subsaturada, llegan a la saturada, dejando una mancha en la primera, de hidrocarburos inmóviles (saturación irreductible). La mancha origina la contaminación del agua que se infiltra, debido a que una fracción de los HC es soluble. Una vez instalada sobre el agua freática, la acumulación de HC se desplaza lateralmente arrastrada por el flujo hidráulico, pero a una velocidad bastante menor que el agua, relación en la que influye notoriamente la viscosidad del HC. La oscilación de la superficie freática desplaza verticalmente al HC, dando lugar a una mancha que puede ubicarse por encima o por debajo del nivel del agua subterránea (Figura Nº 3.4.14). Esta situación se magnifica cuando la superficie hidráulica está influenciada por el bombeo (Figura Nº 3.4.15).

t0 t1 t2 sup. freática

Figura Nº 3.4.13. Movimiento de la pluma de contaminación por HC.

t2

t1

t3

t2

t1

t3

Figura Nº 3.4.14. Desplazamiento de la pluma de HC por movimiento vertical del agua.



t0t2

t1

Figura Nº 3.4.15. Desplazamiento de la pluma de HC con acción de bombeo. En el punto 3.3.3 se mencionó la ecuación para estimar la propagación vertical de un HC en la zona subsaturada y seguidamente se desarrolla otra, empleada por el mismo autor, para establecer la propagación areal de un HC en su fase líquida, sobre la superficie freática o la franja capilar.

Ag = (Vi - Vs) . 1000/Do Vs = Ai . H . uo/1000

Ag: superficie de propagación de la fase líquida de HC (m2) Vi: cantidad de HC infiltrado (m3) Vs: cantidad de HC retenido en la zona de pasaje (m3) Do: espesor del HC sobrenadante (mm) Ai: área en la que se produjo la infiltración (m2) H : espesor de la zona subsaturada (m) uo: capacidad de retención del suelo seco frente al HC (l/m3)

La permeabilidad del medio frente a un HC varía notoriamente respecto del agua. De cualquier manera, un HC puede fluir si su saturación residual llega alrededor del 20%, índice bastante similar al que necesita el agua (20 al 22%) En términos generales se pueden asumir las siguientes permeabilidades para HC, en función de los respectivos índices de saturación: índice de saturación con HC: 80, 60, 45 y 20%, permeabilidad relativa: 75, 45, 23 y 0% respectivamente.



3.5 INFLUENCIA DE LA HIDRODINÁMICA DEL MEDIO La hidrodinámica, es otro de los factores trascendentes pues incide en el ritmo de la contaminación y en su evolución espacial y temporal, pues existe una notable diferencia entre las velocidades del flujo subterráneo y superficial y entre este último y la del agua atmosférica. En efecto, la velocidad el agua subterránea en medios porosos y bajo condiciones naturales, rara vez alcanza los 10 m/día, superando 10 m/día sólo en ambientes con relieve acentuado y permeabilidades relativamente elevadas. En los ambientes llanos con permeabilidades medias, la velocidad varía entre cm y dm por día. Estos valores, sin embargo, se pueden incrementar en uno o hasta dos órdenes de magnitud, en aquellos lugares donde se práctica explotación intensiva para consumo humano e industrial (grandes centros poblados) o para riego. El agua superficial fluye a mayor velocidad que la subterránea, salvo la que se almacena en cuerpos estancos (lagos, lagunas). Es así que en ambiente llano, la escorrentía superficial supera 300 y con suma frecuencia 1000 m/día, pero estas magnitudes son menores aún que las alcanzadas en ríos (1 a 3 m/s). La menor dinámica del agua subterránea, hace que la contaminación se difunda mucho mas lentamente que en un curso de agua superficial. A su vez, dado que los acuíferos ocupan extensiones mayores que los cursos y debido a los procesos de dispersión, la contaminación subterránea abarca superficies mucho más amplias que la superficial. Debido a ello, la descontaminación del agua subterránea resulta sumamente complicada y en algunos casos imposible de lograr. Esto hace que sea mucho más conveniente prevenir o proteger el recurso, que corregir o revertir su estado al de la condición natural, cualquiera sea el origen o las características de la contaminación.



4 VULNERABILIDAD DEL AGUA SUBTERRÁNEA A LA CONTAMINACIÓN: UN

ELEMENTO HIDROGEOLÓGICO DE RIESGO Vulnerabilidad es un término utilizado para representar las características geológicas e hidrogeológicas intrínsecas que determinan la facilidad con la que el agua subterránea puede contaminarse por la actividad humana (Daly y Warren, 1994). Al considerar el emplazamiento y/o el control de una actividad potencialmente contaminante en una zona, es esencial apreciar que la vulnerabilidad es una característica natural inherente (o fija) de cualquier zona mientras que la carga contaminante normalmente puede controlarse o modificarse. En general, la calidad del agua subterránea depende del tiempo de viaje del agua (y de los contaminantes), de la cantidad relativa de contaminantes que pueden alcanzar el agua subterránea, y de la capacidad de atenuación de contaminantes de los materiales geológicos. Como toda el agua subterránea está hidráulicamente conectada a la superficie terrestre, es la efectividad de esta conexión la que determina la vulnerabilidad relativa a la contaminación. El agua subterránea que recibe fácilmente y rápidamente agua (y contaminantes) desde la superficie terrestre se considera más vulnerable que el agua subterránea que recibe agua (y contaminantes) más lentamente y en menores cantidades. El tiempo de transporte, la capacidad y la cantidad de contaminantes son función de los siguientes atributos en cualquier zona: Los subsuelos que están por encima del agua subterránea. El tipo de recarga sea puntual o difusa. En el caso de arenas/gravas, la profundidad de la zona no saturada. En el caso de fuentes difusas de contaminación, el nivel superior de suelo. Conductividad hidráulica.

En general en el lecho rocoso se produce poca atenuación de contaminantes porque el flujo es casi todo a través de fisuras. En consecuencia, el subsuelo - arenas, gravas, depósitos glaciares (o arcillas glaciares), Iodos y arcillas de turba - son las características naturales individuales más importantes que influyen sobre la vulnerabilidad de aguas subterráneas y la prevención de su contaminación. El agua subterránea está más en riesgo donde hay ausencia de subsuelos o son poco profundos, en zonas cársticas14, donde las cursos superficiales se hunden en el terreno en pozos de infiltración. La influencia de los diversos factores geológicos e hidrogeológicos se resume a continuación y en la Tabla 4.1

Tabla 4.1 Gama de vulnerabilidad del agua subterránea

Baja vulnerabilidad (buena protección)

Alta vulnerabilidad (baja protección)

1. Alto contenido de arcillas u orgánico. 1. Bajo contenido de arcillas u orgánico. 2. Subsuelo de baja permeabilidad, por ejemplo

arcilla. 2. Subsuelo de alta permeabilidad, por ejemplo

grava. 3. Subsuelo profundo. 3. Subsuelo poco profundo o inexistente. 4. Zona no saturada profunda. 4. Zona no saturada poco profunda. 5. Flujo intergranular. 5. Flujo en fisuras o cárstico. 6. Recarga difusa. 6. Recarga puntual. La vulnerabilidad, es función inversa de la profundidad de yacencia (Figura Nº 4.1) y directa de la permeabilidad vertical (K) de la zona subsaturada (figura 23), en el caso de acuíferos libres. Los acuíferos confinados son más vulnerables en sus ámbitos de recarga y los semiconfinados dependen de la aislación que les brinden sus acuitardos.

14 Paisaje calcáreo modelado por la acción del agua rica en anhídrido carbónico que disuelve la caliza (roca formada en su totalidad o en su mayor parte por carbonato de cal).



Figura Nº 4.1. Esquema de vulnerabilidad

Acuífero libre En (1) la profundidad a que se ubica la superficie freática, le otorga un espesor considerable a la zona subsaturada respecto a (2), hecho que favorece la fijación de algunos contaminantes y la atenuación en la concentración de otros. En (2), la cercanía del agua subterránea a la superficie y a la fuente de contaminación, hace que la atenuación de la polución en su paso por la zona subsaturada, sea poco efectiva (Figura Nº 4.2).

Figura Nº 4.2. Esquema de vulnerabilidad Si la permeabilidad vertical en 1 es mucho mayor que en 2 (Kv1>>Kv2) la velocidad de desplazamiento de la pluma en (1) es mucho mayor que en (2). De cualquier manera, si el aporte se mantiene y los contaminantes son suficientemente móviles y persistentes, la pluma también puede alcanzar al agua freática en (2), aunque con mayor retardo y dilución (figura 23).

Acuífero confinado Está directamente expuesto en sus afloramientos que son los sitios por donde se produce la recarga. Ya en una posición alejada de la serranía, la granometría disminuye hasta hacerse muy fina (pelítica) y constituir un efectivo sellante litológico. A esto se le agrega la posición de la superficie piezométrica, que frecuentemente se ubica por encima del suelo (acuífero surgente), lo que impide el flujo vertical descendente y por ende la contaminación en profundidad un esquema se puede observar en la Figura Nº 4.3.

Figura Nº 4.3 Vulnerabilidad en un acuífero confinado.

(1) (2)

sup. freática

Kv2Kv1



Acuífero semiconfinado La vulnerabilidad de este tipo de acuífero, está controlada por las propiedades físicas y geométricas de los acuitardos (permeabilidad vertical, porosidad y espesor) y también por la diferencia de potencial hidráulico que guarda con el libre sobrepuesto. Esta diferencia, que bajo condiciones de no alteración generalmente es pequeña (algunos dm a pocos m), se magnifica en los ámbitos bajo explotación, donde puede alcanzar decenas y aún centenas de metros. En la Figura Nº 4.4 se señala la relación hidráulica natural con un ΔH1 favorable al acuífero libre, que define el sector de recarga del semiconfinado y un ΔH2, favorable a este último que tipifica al ámbito de descarga. El acuífero semiconfinado sólo puede contaminarse a partir del libre en el ámbito de recarga, pero no en el de descarga.

Figura Nº 4.4 Vulnerabilidad en un acuífero semiconfinado

Figura Nº 4.5 Vulnerabilidad en un acuífero semiconfinado

h1h2

semiconfinado

libre

h2h1

niv. freáticoniv. piezométrico

libre

semiconfinado

acuitardo



4.1 FACTORES HIDROGEOLÓGICOS

4.1.1 Influencia de los subsuelos. Los subsuelos actúan como una capa protectora sobre el agua subterránea por medios tanto físicos como químicos/bioquímicos. Los sedimentos de grano fino del tipo de las arcillas como depósitos glaciares, arcillas lacustres y turbas tienen baja permeabilidad y en consecuencia actúan como una barrera o retención al movimiento vertical de los contaminantes. En las zonas que están presentes estos sedimentos, el agua superficial tiene más riesgo que la subterránea ya que la mayoría, si no todos los contaminantes no pueden emigrar hacia abajo y sólo pueden moverse lateralmente. Incluso si la permeabilidad es suficientemente alta como para permitir lentos movimientos intergranulares de los contaminantes, por ejemplo en depósitos arenosos o barros, los sedimentos pueden percolar hacia afuera y absorber bacterias y virus. En contraste, los depósitos de alta permeabilidad (arenas y gravas) permiten un fácil acceso de los contaminantes al nivel freático aunque proporcionan oportunidades para la dispersión de los contaminantes por los espacios porosos. La adsorción, el intercambio iónico y la precipitación son procesos químicos vitales para atenuar la contaminación. Algunas partículas del suelo tienen la posibilidad de adsorber iones15 en su superficie que pueden intercambiar con la solución del suelo. Esta característica está ligada a los coloides del suelo representados por la arcilla, las moléculas húmicas y los oxihidróxidos de hierro y aluminio, si bien pueden poseerla en menor grado las partículas de limo y de arena muy fina. Al conjunto de constituyentes implicados en este proceso se le conoce como "complejo adsorbente" o "complejo de cambio". A la magnitud de esta propiedad se la conoce como "capacidad de intercambio iónico", mas como la mayor parte de los iones retenidos son cationes16, dada la electronegatividad de los principales componentes, se habla frecuentemente de "capacidad de intercambio catiónico" y se utilizan las siglas "CIC". Se expresa en cmol(c)/kg. (centimoles de carga por kilogramo de suelo). Las partículas de arcilla y las moléculas orgánicas presentan una carga residual negativa sobre su superficie por lo que son intercambiadores catiónicos preferentemente, mientras que los oxihidróxidos de hierro y aluminio están cargados positivamente y son intercambiadores aniónicos de modo prioritario. Alrededor de cada partícula coloidal se sitúa una nube de iones, colocándose en la primera capa los de signo contrario a la partícula, que al estar más cerca se encuentran retenidos con más fuerza si bien pueden intercambiarse con los de las capas vecinas y en último lugar con los de la solución que están libres. De este modo, la probabilidad de que un tipo de ion este adsorbido es fruto de su concentración en la solución, cuanto mayor es ésta, mayor es la tendencia a la adsorción, y a medida que va disminuyendo su concentración en la solución va siendo liberado del complejo adsorbente y sustituido por otro cuya concentración sea superior. No obstante el tamaño de los iones y su carga les hace más o menos susceptibles de ser retenidos. El importante número de cargas variables de la materia orgánica se pone de manifiesto cuando se determina su capacidad de intercambio catiónico a diversos valores de pH, no solo se produce un notable incremento con el ascenso de pH, sino que para valores de pH cercanos a uno su capacidad se anula. En el caso de la arcilla solo se produce un ligero incremento y la ordenada en el origen de la recta de regresión que relaciona la CIC con el pH, presenta un valor de CIC muy cercano al máximo encontrado (ver Figura N° 4.1.1)

15 Iones: Partículas con carga eléctrica por pérdida o ganancia de electrones 16 Los átomos que tienen en su últma órbita 1, 2 o 3 electrones (metales) tienden a perderlos, transformándose en Cationes (carga eléctrica positiva). Los átomos que tienen en su órbita externa 5, 6 o 7 electrones (no metales) tratan de ganar electrones hasta llegar al número de 8, convirtiéndose en Aniones.



Por ello cuando se determina la CIC en los diferentes horizontes del suelo con distintos valores de pH se encuentran unas curvas semejantes a las que se muestran en la Figura N° 4.1.2. En los horizontes superiores se producen notables ascensos cuando el pH supera valores cercanos a 6, mientras que en los inferiores la curva muestra una forma prácticamente horizontal. Los primeros horizontes están sometidos a un fuerte influjo de la materia orgánica mientras que los horizontes inferiores son eminentemente minerales.

Figura N° 4.1.1 Variación del CIC en función del pH y del tipo de suelo

Figura N° 4.1.2 Variación del CIC en función del pH y para diferentes horizontes del suelo

Un valor de CIC superior a 25 cmol(c)/kg asegura una buena retención catiónica, aunque valores superiores a 20 cmol(c)/kg resultan aceptables. Los valores inferiores a 10 cmol(c)/kg son francamente insuficientes. La capacidad de cambio catiónico de los subsuelos depende entonces del contenido de arcillas y/o orgánico y varía desde esencialmente cero para arenas, a unos 50 meq/100g17 para suelos arcillosos, y hasta por encima de 100 meq/100g para la turba. Por tanto, las arcillas y la turba pueden atenuar los contaminantes bacterianos, víricos y químicos tales como el cadmio, mercurio, plomo, potasio y amoníaco mientras que la arena limpia y la grava tienen poco efecto. En general, mientras más contenido en arcilla y menor permeabilidad, mayor protección del agua subterránea de la contaminación. 17 Antigua unidad de medida de miliequivalentes por 100 gramos de suelo, equivale a cmol(c)/kg.



Algunos ejemplos de capacidad de intercambio catiónico en relación a los componentes: Humus ≈ 200cmolc/kg Esmectita ≈ 100 cmolc/kgIllita ≈ 25 cmolc/kg kaolinita ≈ 10 cmolc/kg óxido de Hierro y Aluminio ≈ 4 cmolc/kg

4.1.2 Influencia del tipo de permeabilidad. La permeabilidad, discutida previamente, es una medida de la capacidad de un suelo o roca para transmitir agua, y puede subdividirse en dos tipos. Primero, donde el agua se mueve entre los granos del subsuelo como en arenas y gravas, se llama permeabilidad primaria o intergranular. Segundo, donde el agua se mueve por fracturas o fisuras o uniones y a lo largo de planos de estratificación, se llama permeabilidad secundaria o de fisuras. El flujo intergranular es más lento que el flujo por fisuras en rocas en la mayoría de los casos. Los tamaños de huecos o poros suelen ser menores y los caminos de flujo son más irregulares. Además, la cantidad de agua almacenada en rocas granulares suele ser mayor que la de rocas fisuradas. Estos factores tienen un peso importante en la atenuación de contaminantes. En contraste con las rocas en las que domina el flujo por fisuras, el flujo lento en rocas con permeabilidad intergranular retrasa la entrada de contaminantes al agua subterránea y, especialmente en la zona no saturada, facilita el tiempo y las oportunidades para interacciones entre contaminantes y granos de roca. Además, los tamaños relativamente pequeños de poro permiten la filtración y absorción de bacterias y virus. Los caminos irregulares dentro de una matriz porosa dan lugar a dispersión hidrodinámica que reduce la concentración de contaminante. Para los contaminantes que alcanzan el nivel freático y entran al agua subterránea, la dilución es mucho mayor en rocas con permeabilidad intergranular y por tanto las concentraciones de contaminante resultantes son mucho menores. La peor situación se da en zonas de caliza cárstica donde los caudales son muy altos –por encima de 10m/h en algunos casos- debido al ensanchamiento de fisuras por solución y hay poco campo para la atenuación, aparte de una dilución algo limitada. En consecuencia generalmente hay una mucho mayor degradación y purificación de contaminantes en rocas con permeabilidad intergranular que en las de permeabilidad por fisuras.

4.1.3 Importancia de la zona no saturada. La zona no saturada es de especial importancia debido a que representa la primera línea de defensa natural contra la contaminación del agua subterránea. Esto no es sólo debido a su posición estratégica entre la superficie y los acuíferos, sino también a que es un ambiente favorable para atenuar o eliminar contaminantes (Figura N° 4.1.3).

Figura N° 4.1.3 Procesos que producen atenuación de contaminantes

en los sistemas de aguas subterráneas. (El grosor de la correspondiente línea indica típicamente la importancia relativa del proceso en el suelo, sobre, dentro y debajo del nivel freático).



El movimiento de agua en la zona no saturada es generalmente lento y restringido a los poros más pequeños con una superficie específica grande, la condición química es normalmente aeróbica y frecuentemente alcalina. Esto resulta en un potencial considerable para: a) La intercepción, sorción y eliminación de microorganismos patógenos. b) La atenuación de metales pesados y otras sustancias químicas inorgánicas, mediante

precipitación (como carbonatos, sulfuros o hidróxidos), sorción o intercambio de cationes. c) La sorción y la biodegradación de hidrocarburos y compuestos orgánicos-naturales y

sintéticos. Por lo general, tales procesos continuarán abajo en la zona saturada de los acuíferos pero generalmente a tasas menores. En esta zona la reducción de las concentraciones de los contaminantes dependerá principalmente de la dilución que resulte de la dispersión hidrodinámica, lo que no es un control adecuado para contaminantes altamente tóxicos. Por lo tanto, es importante que se tome en consideración la zona no saturada para la evaluación de la vulnerabilidad del acuífero. Si ésta se ignora, las evaluaciones podrían ser excesivamente conservadoras. Sin embargo, el rol de la zona no saturada puede ser complejo y su capacidad para atenuar los contaminantes difícil de predecir. Pueden ocurrir cambios marcados en el comportamiento de algunos contaminantes si la actividad contaminante cuenta con suficiente carga orgánica o ácida como para causar un cambio radical en el pH de la zona no saturada. Además, en caso de contaminantes persistentes y móviles, la zona no saturada apenas significa un retraso en el tiempo de llegada de éstos al nivel freático, sin atenuación beneficiosa alguna. En muchos otros casos el grado de atenuación dependerá en gran medida del régimen de flujo y del tiempo de retención en la zona no saturada. Mientras que las velocidades de flujo natural en la zona no saturada de casi todas las formaciones no exceden de 0,2 m/d a corto plazo, y menos cuando se promedian por períodos más extensos, el flujo de agua y las tasas de penetración del contaminante en formaciones fisuradas pueden ser de más de un orden de magnitud mayores, en la presencia de una sobrecarga hidráulica artificial. Por lo tanto, el carácter litológico18, y especialmente el grado de consolidación y fisuración son los factores clave en la evaluación de la vulnerabilidad de contaminación de acuíferos, especialmente en relación con la vulnerabilidad comparativa de contaminación microbiana, biodegradable y mayormente retardada.

4.1.4 Vulnerabilidad y trazado en mapas. Los factores geológicos e hidrogeológicos pueden ser examinados y representados en mapas, proporcionando así una evaluación de vulnerabilidad de agua subterránea para cualquier región o emplazamiento. Suelen utilizarse cuatro categorías de vulnerabilidad de agua subterránea: extrema, alta, moderada y baja (también puede agregarse “muy baja”). Las evaluaciones de vulnerabilidad deberían ser un elemento esencial cuando se considere la localización de actividades potencialmente contaminantes, tales como emplazar depósitos de residuos (vertederos o basurales). El nivel de evaluación necesario, y por tanto las necesidades de datos geológicos e hidrogeológicos, dependerá del grado de peligro que suponga la carga contaminante. En muchos casos un estudio de gabinete y una investigación sencilla y rápida del emplazamiento utilizando sondeos de ensayo y los pozos existentes será suficiente. En cambio, para el emplazamiento de vertederos se requiere una investigación completa del lugar. En conclusión, el concepto de vulnerabilidad y los mapas de vulnerabilidad son útiles para la localización de proyectos potencialmente contaminantes. Primero, indican y son una medida de la probabilidad de contaminación. Segundo, hacen posible que los proyectos se localicen en zonas de relativamente baja vulnerabilidad y por tanto relativamente bajo riesgo, desde el punto de vista del agua subterránea, y/o permiten que se tomen adecuadas medidas preventivas de ingeniería. 18 Estudio de los tipos de rocas



4.2 RIESGO DE CONTAMINACIÓN La interacción entre la carga contaminante y la vulnerabilidad del acuífero determina el riesgo de que la contaminación llegue al acuífero, y otras consideraciones, el impacto de esta contaminación en abastecimientos de aguas subterráneas derivados del acuífero (ver Figura N° 4.2.1).

Figura N° 4.2.1 Esquema conceptual para la evaluación del riesgo de contaminación de recursos y abastecimientos de aguas subterráneas

A continuación veremos en forma cualitativa los diferentes aspectos que influyen en el riesgo.

4.2.1 Clasificación litológica simplificada de formaciones geológicas en términos de riesgo relativo de contaminación de aguas subterráneas



4.2.2 Clase de contaminante - Tendencia a la degradación - Tendencia al retardo con respecto al Flujo subterráneo

4.2.3 Intensidad de la contaminación - Concentración relativa a las normas de calidad (potabilidad) - Proporción de la recarga local afectada por la contaminación



4.2.4 Modo de disposición en el subsuelo - Infiltración asociada al contaminante - Profundidad bajo el suelo a la que es descargado el contaminante

4.2.5 Tiempo de aplicación de la carga contaminante - Probabilidad de que el contaminante sea descargado en el subsuelo - Período durante el que se aplica la carga



4.3 METODOS PARA DETERMINAR INDICES DE VULNERABILIDAD

4.3.1 Método semicuantitativo (vulnerabilidad relativa) Se consideran dos variables: espesor y permeabilidad vertical de la zona no saturada (ZNS). Respecto al espesor se consideran 5 categorías Espesor (m) <5 5 - 15 15 - 30 30 - 50 >50 Indice 5 4 3 2 1 En relación a la permeabilidad vertical Kv: m/día <1.10-3 1.10-3 – 0.01 0.01 - 1 1 - 50 50 – 500 Indice 1 2 3 4 5 muy baja baja media alta muy alta Considerando ambas variables se tiene que su suma varía entre 2 y 10 (de menos a más vulnerables). Con el objeto de disponer de órdenes de magnitud respecto a la vulnerabilidad del agua subterránea frente a la contaminación, y facilitar la elaboración de cartografía temática, se asumen tres condiciones: espesor + Kv de 2 a 4 (Grupo I - Vulnerabilidad baja) espesor + Kv de 5 a 7 (Grupo II - Vulnerabilidad media) espesor + Kv de 8 a 10 (Grupo III - Vulnerabilidad alta) En la tabla Nº 4.3.1 se esquematiza la distribución de los campos mencionados. Tabla Nº 4.3.1

6

6 65

5

7

7

78 89

9 810

30 15 5

Kv(1-50)

Kv(0,01-1)

15 isoprofundidad

Límites de Kv

Kv(50-500)

vulnerabilidad alta

Figura Nº 4.3.1 Visión aereal del grado de vulnerabilidad del agua subterránea freática.

1 6 5 4 3 2

2 7 6 5 4 3

Kv 3 8 7 6 5 4

4 9 8 7 6 5

5 10 9 8 7 6

5 4 3 2 1

E



Para tener una visión areal del grado de vulnerabilidad del agua subterránea freática frente a la contaminación, es necesario elaborar un mapa donde se reproduce la profundidad del agua subterránea, junto con las variaciones de la permeabilidad vertical (Figura Nº 4.3.1). Del mapa se desprende que el sector más vulnerable es el que contiene al río (sector coloreado) y que los más alejados, presentan una mejor protección (vulnerabilidad media). Los mapas de vulnerabilidad, deben acompañarse con los de riesgo en los que se señala la ubicación de las fuentes reales o potenciales de emisión de contaminantes (zonas urbanas, con la indicación de los sectores cubiertos con desagües cloacales, basurales, terrenos cultivados, emplazamientos industriales, sectores ganaderos, etc). Especialmente interesa conocer la materia prima utilizada y los efluentes vertidos por la industria y, pese a que es mucho más difícil de establecer, la carga de contaminantes que produce la actividad industrial. Algo similar ocurre con los terrenos cultivados, donde es importante determinar el tipo y el volumen aplicado de fertilizantes y pesticidas, con el objeto de orientar las determinaciones analíticas de laboratorio. Sin quitar interés al método y a su utilización parece más apropiado buscar un valor numérico basado en consideraciones lo más cuantificable posible. Como se manejan parámetros muy diversos, unos que ya son numéricos pero con campos de variabilidad y fiabilidad distintos, y otros necesariamente descriptivos, su combinación directa no es viable y es necesario asignar a cada parámetro considerado un valor de acuerdo con una escala convencional en general tanto más alto cuanto más contribuya el parámetro en cuestión a la vulnerabilidad del acuífero, y luego combinar (sumar) los diferentes valores para determinar un índice de vulnerabilidad.

4.3.2 Método DRASTIC El método actualmente más difundido para determinar un índice de vulnerabilidad es el llamado DRASTIC, que se designa como un acróstico que quiere decir: D (Depth) Profundidad del nivel freático bajo la superficie del terreno (numérico). Influye en el

tiempo de tránsito. R (Recharge) Recarga que recibe el acuífero (numérico). Influye en el tiempo de tránsito. A (Aquifer) Litología y estructura del medio acuífero (por categorías). Influye en la renovación del

agua en el acuífero. S (Soil) Tipo de suelo (por categorías). Influye en el transporte de masa de contaminantes no

conservativos. T (Topography) Pendiente del terreno (numérico por categorías). Influye en la evacuación de agua

con contaminantes por escorrentía superficial y subsuperficial. I (impact) Naturaleza de la zona no saturada (por categorías). Influye en el transporte de

contaminantes reactivos. C (Conductivity) Conductividad hidráulica (permeabilidad) (numérico). Influye en la renovación del

agua en el acuífero. A cada parámetro se le asigna un valor entre 1 y 10, según tablas y gráficos. El peso dado a cada parámetro está fijado por consenso entre un grupo de expertos (Método Delphi) y se ha hecho para la polución en general y para la producción agrícola, y con ello se pretende homogeneizar criterios para poder comparar resultados de un mapa a otro. El rango de posibles valores del índice DRASTIC está entre 23 y 226, aunque en general varía entre 50 y 200. El método incluye además un modo estandarizado de analizar el riesgo (IMPACT). El índice DRASTIC no es un valor absoluto pero permite identificar áreas con diferente sensibilidad relativa a la contaminación del agua subterránea.



No considera: - Tiempo de tránsito del contaminante. - Riesgo de la población a un contaminante. - Toxicidad, concentración y dilución del contaminante. - Forma de polución (accidental, intermitente, continua). En muchos casos prácticos los diferentes parámetros DRASTIC son difíciles de obtener y además hay información redundante o poco significativa en casos normales (como T). No obstante, en esa redundancia reside, la ventaja de que un mismo parámetro básico esencial no directo se evalúa por más de un camino, y así el resultado final puede ser más confiable. Cuando los datos son escasos, cubren mal el territorio o son inciertos, la aplicación de DRASTIC supone realizar suposiciones arriesgadas. El índice DRASTIC se obtiene entonces por: ID = DpDw + RpRw + ApAw + SpSw + TpTw + lpIw + CpCw En castellano, el método es conocido como CRIPTAS, y los factores de peso aplicados son: Contaminación potencial = aCPC + aRPR + alPl + apPp + aTPT + aAPA + aSPS donde: ai = valores dentro de cada rango. Pi = pesos relativos de cada factor. FACTOR PESO (C) Conductividad hidráulica 2 (R) Recarga neta 4 (I) Impacto zona no saturada 4 (P) Profundidad nivel del agua 5 (T) Topografía 3 (A) Roca del Acuífero 3 (S) Tipo de Suelo 5 Los rangos de valores para cada parámetro son los siguientes: CONDUCTIVIDAD HIDRÁULICA RECARGA NETA

Rango (m/día) VALOR Rango (mm) VALOR 0,04-4 1 0-50 1 4-12 2 50-100 3

12-28 4 100-180 6 28-40 6 180-255 8 40-80 8 > 255 10 > 80 10



IMPACTO DE LA ZONA NO SATURADA Rango Valor Valor típicoLimo/arcilla 1-2 1 Pizarras 2-5 3 Calizas 2-7 6 Areniscas 4-8 6 Calizas en capas, Areniscas y Pizarras 4-8 6 Arenas y Gravas con Limo y Arcilla 4-8 6 Metamórficas/lgneas 2-8 4 Arenas y Gravas 6-9 8 Basaltos 2-10 9 Calizas karstificadas 8-10 10 PROFUNDIDAD DE AGUA TOPOGRAFÍA

Rango (m) VALOR Rango (% pendiente) VALOR 0-1,5 10 0-2 10 1,5-5 9 2-6 9 9 5-10 7 6-12 5

10-15 5 12-18 3 15-20 3 > 18 1 20-30 2 > 30 1

ROCAS DEL ACUIFERO Rango Valor Valor típicoPizarras masivas 1-3 2 Metamórficas/lgneas 2-5 3 Metamórficas/lgneas alteradas 3-5 4 Capas finas de Areniscas, Calizas, secuencias de pizarras 5-9 6 Areniscas masivas 4-9 6 Calizas masivas 4-9 6 Arenas y gravas 6-9 8 Basaltos, Igneas/Metamórficas, Calizas karstificadas 9-10 10 Muy fracturadas 2-10 9 TIPO DE SUELO Rango Valor Fino o ausente 10 Gravas 10 Arenas 9 Turba 8 Arcillas agregadas 7 Margas arenosas 6 Margas 5 Margas limosas 4 Margas arcillosas 3 Mantillo 2 Arcillas no agregadas 1 Dada la complejidad de este procedimiento, se han propuesto métodos más sencillos como el GOD diseñado para áreas con pocos datos.



4.3.3 Método GOD Los autores son Foster e Hirata, y siguiendo el mismo criterio anterior definen tres factores: G (Groundwater) Forma de presentarse el agua subterránea (acuífero libre, semiconfinado,

confinado o no hay acuífero). O (Overall) Caracterización global del acuífero en cuanto a grado de consolidación y naturaleza

litológica. D (Depth) Profundidad hasta el nivel freático y buzamiento19 del terreno. Cada parámetro recibe un valor entre 0 y 1 y el índice se obtiene multiplicando los tres valores. Se obtienen así índices entre 0,0 (no hay acuífero) o 0,016 (hay acuífero y es poco vulnerable) y 1,0 (alta vulnerabilidad). Se corrige el hecho de no considerar directamente el suelo, que en general es un parámetro esencial, añadiendo sufijos al índice para considerar la capacidad de atenuación y el grado de fisuración. Con esta indexación es posible definir las cuatro categorías de vulnerabilidad antes mencionadas (ver Figuras N° 4.3.1 y 4.3.2): a) Vulnerabilidad extrema: acuífero vulnerable a la mayoría de contaminantes del agua, con un impacto relativamente rápido en muchos escenarios de polución. b) Vulnerabilidad alta: acuífero vulnerable a muchos contaminantes excepto a aquellos que son muy absorbibles y/o fácilmente transformables. c) Vulnerabilidad baja: acuífero vulnerable a los contaminantes más persistentes a largo plazo. d) Vulnerabilidad despreciable: Las capas confinantes no permiten ningún flujo significativo de agua subterránea.

19 Inclinación de un estrato respecto de la horizontal. Dicha inclinación se mide por medio de un ángulo.



Figura N° 4.3.1 SISTEMA GOD PARA LA EVALUACIÓN DEL INDICE DE VULNERABILIDAD DEL ACUÍFERO (compilado de Foster, 1987)



Figura N° 4.3.2 CARACTERIZACIÓN DE LOS COMPONENTES DE LA VULNERABILIDAD DEL ACUÍFERO.

(Para cada componente, se indica un índice comparativo de peligrosidad creciente).



Las grandes simplificaciones introducidas por estos métodos están justificadas por la real disponibilidad de datos, pero como contrapartida se pierde definición y no es posible diferenciar un tipo de contaminantes u otro.

4.3.4 Otros Métodos Existe un índice de vulnerabilidad del agua subterránea a los plaguicidas (GWVIP) desarrollado por el Soil Conservation Service norteamericano (Kellogg et al, 1992); otro basado en el índice de movilidad de un pesticida (PRZM) de (Carsel, Smith et al, 1984). Otros métodos simples de evaluar la vulnerabilidad de un acuífero se presentan en las Figuras N° 4.3.3 y 4.3.4. Donde quiera que haya agua subterránea, está de algún modo bajo el riesgo de ser afectada por acciones humanas. Tampoco existen suelos o rocas completamente impermeables, y por lo tanto no puede evitarse completamente la contaminación. Los estudios de repositorios para futuros enterramientos profundos de residuos radiactivos que se realizan con sofisticados modelos matemáticos han puesto de relieve claramente que la impermeabilidad absoluta no existe, aunque es posible acotar el tiempo de transporte y la dilución. Esto se resume en tres leyes: 1.- Toda agua subterránea es vulnerable. 2.- Toda la evaluación de vulnerabilidad es inherentemente incierta. 3.- Lo que es obvio puede quedar enmascarado y lo que es sutil resultar indistinguible.

Figura N° 4.3.3 Nivel más simple de estimación del riesgo de contaminación de las aguas subterráneas



Figura N° 4.3.4 FICHA REGISTRO PARA ANALISIS DE VULNERABILIDAD DE AGUA SUBTERRANEA.



4.4 Clasificación regional de vulnerabilidad a contaminación Utilizando una base genética de clasificación es posible elaborar una división a gran escala de los ambientes hidrogeológicos encontrados en la América Latina y el Caribe (Figura N° 4.4.1). Cada una de las divisiones principales se discute seguidamente en forma breve:

Figura Nº 4.4.1 Clasificación regional de ambientes hidrogeológicos en la región latinoamericana y caribeña.

(Esta clasificación de riesgo no refleja solamente la vulnerabilidad del acuífero a la contaminación sino también el potencial del recurso hídrico subterráneo).

(a) Cordillera con valles intermontañosos. Estas áreas incluyen importantes acuíferos volcánicos conformados por lavas basálticas, andesíticas, riolíticas y rocas piroclásticas, y por algunas formaciones aluvio - volcánicas, de abanico o secuencias aluviales intercaladas. El riesgo elevado de contaminación estará presente donde los acuíferos de lava afloren o tengan sólo una cubierta delgada de materiales piroplásticos o aluvio - volcánicos y, en áreas limitadas donde los acuíferos aluviales de alta permeabilidad tienen un nivel freático poco profundo. (b) Basamento ígneo continental. Estas rocas cristalinas metamórficas pueden dar origen a acuíferos poco profundos y menores en su zona de meteorización que son importantes para los suministros rurales de agua y altamente vulnerables a la contaminación.



(c) Cuencas sedimentarias mesetas volcánicas. En estas condiciones geológicas pueden hallarse acuíferos regionales mayores, especialmente dentro de las formaciones de calizas y areniscas más significativas. Las primeras, sobre todo cuando tienen un aspecto cárstico, son altamente vulnerables a la contaminación. (d) Sedimentos costeros calizos y arenosos recientes. Estas formaciones, especialmente las calizas, pueden conformar acuíferos muy productivos de una elevada o extrema vulnerabilidad a la contaminación, especialmente en áreas densamente pobladas, tales como islas, en donde no existen otras fuentes de abastecimiento de agua. (e) Aluviones recientes de grandes ríos. Se pueden encontrar acuíferos importantes en las partes más arenosas de las acumulaciones aluviales mayores, pero éstas están casi siempre semiconfinadas y, a pesar de tener un nivel freático poco profundo, no siempre son muy vulnerables a la contaminación, excepto en el caso de los contaminantes más móviles y persistentes.



5 IDENTIFICACIÓN DE LA CONTAMINACIÓN CON HIDROCARBUROS EN EL SUELO Y EL AGUA SUBTERRÁNEA

Los pasos para un adecuado diagnóstico son los siguientes: Recopilación de información. Especialmente la referida a la ubicación de los ductos enterrados, depósitos, tanques, plantas de bombeo o tratamiento, sitios de vertido, etc. También respecto al tipo de HC utilizado o producido (pesados, livianos, volátiles, etc.) Verificación in situ. Reconocimiento del ámbito objeto. Identificación de derrames, lugares deprimidos donde se concentra el escurrimiento superficial. Recintos de tanques, piletas API, separadores, canales de descarga, etc. La finalidad del reconocimiento es establecer los lugares mas apropiados para el muestreo (los más comprometidos). Muestreo de suelo y agua. El muestreo de suelo y su descripción en boca de pozo tiene por objeto seleccionar las muestras que se enviarán a laboratorio. La descripción macroscópica se basa en el grado de impregnación, el olor y la iridiscencia. En general se diferencia: sin impregnación, impregnación baja, media y alta. La selección de las muestras se basa en las que presentan alta impregnación y las que carecen de ella; con el objeto de establecer el espesor contaminado (Figura Nº 5.1.1).

muestrasmancha de HC

nivel freáticozona saturada

Figura Nº 5.1.1. Muestreo de suelo y agua.

Para delimitar espacialmente las manchas, además del perfil es necesario conocer la extensión areal. Con ello se puede estimar el volumen de suelo contaminado y ajustar los costos y las prácticas destinadas a la remediación. Para la delimitación areal, es necesario lograr una adecuada distribución de los sondeos exploratorios. El distanciamiento entre sondeos depende de la finalidad y grado de precisión previstos en el estudio, del grado de contaminación y de la movilidad de los contaminantes y de las condiciones físicas del medio (porosidad, permeabilidad, anisotropía, heterogeneidad). En términos generales, considerando refinerías o plantas de almacenamiento y despacho de HC, para las condiciones físicas de los suelos de las zonas llanas (limos, arcillas, limos arenosos y arenas finas de baja permeabilidad), es recomendable un distanciamiento que no supere los 50 m entre sondeos para lograr una adecuada definición areal de la contaminación (5 sondeos por hectárea). La extracción de las muestras para enviar a laboratorio, se efectúa mediante un sacatestigos tipo Moretto o Terzaghi que se hinca en el suelo por golpeo. Debe prestarse especial cuidado en no introducir contaminantes durante la perforación y/o el muestreo, para lo cual no deben emplearse lubricantes (en las roscas de ensamble de las barras). También es necesario lavar minuciosamente toda la sarta del sondeo, incluido el sacamuestras, después de cada extracción. Finalmente, debe preservarse el aseo del personal (indumentaria limpia) y cuidar el manipuleo de las muestras. Las vainas de PVC deben sellarse en sus extremos mediante tapas a presión, para evitar o atenuar la pérdida de livianos por evaporación.



El muestreo de agua es conveniente realizarlo después de 1 semana o más de terminada y limpiada convenientemente la perforación, a fin de permitir el ingreso de los HC viscosos que presentan una dinámica mucho más lenta que la del agua. Las muestras deben envasarse en recipientes de vidrio color caramelo para evitar la fotoalteración. Para conocer el valor de la contaminación ambiental, se expone un “blanco” de agua destilada destapado, en el sitio estudiado, durante el tiempo que duren los trabajos de perforación y muestreo. La concentración en HC y metales pesados del blanco, deberá deducirse de la obtenida en las muestras para conocer la contaminación efectiva del agua. Una precaución insoslayable consiste en evitar contaminaciones “cruzadas”, por el uso del mismo equipo de muestreo en sondeos con agua contaminada, en otros que no lo están. Para ello se pueden utilizar dos procedimientos: el más conveniente es no reiterar el uso del equipo de muestreo; o sea emplear uno diferente en cada pozo. El otro, más económico, consiste en limpiar adecuadamente el equipo de muestreo (bomba, cañería, válvula, etc.) luego de cada toma. Las muestras deben acidificarse con HCl hasta un pH de aproximadamente 3 y mantenerse en frío (unos 3° C) hasta su llegada al laboratorio, para evitar la alteración de los HC. Para ello se utilizan conservadoras de hielo portátiles durante el muestreo. Los resultados de laboratorio, tanto en las muestras de suelo como en las de agua, resultan los factores determinativos para decidir sobre la necesidad de remediación y definir las técnicas a utilizar para ello. En la Argentina hay leyes que tratan sobre la aptitud del agua y del suelo para diferentes usos. De ellos el que más interesa a la actividad petrolera es el uso industrial. En la Ley se consideran las concentraciones máximas de la mayoría de los HC y sus derivados (BTEX, aromáticos polinucleares, livianos, fenoles, metales pesados, etc.) y aquellos que no están contemplados (HC total) se pueden obtener de otras normas como la Holandesa. Además de la contaminación hidrogeológica vertical (comunicación entre acuíferos, intercalación de capas impermeables, zonación química) y del gradiente hidráulico en profundidad, uno de los factores más trascendentes es el flujo lateral, cuyo conocimiento se logra a partir del mapa con curvas equipotenciales, que permite visualizar el sentido del flujo subterráneo y establecer los gradientes hidráulicos laterales (figura Nº 5.1.2.)

residuo

t1t2t3

14 m

16

1820 Figura Nº 5.1.2. Mapa con curvas equipotenciales.

Las direcciones de flujo son perpendiculares a las líneas equipotenciales y el agua se mueve desde los mayores hacia los menores potenciales hidráulicos. En el ejemplo el agua subterránea fluye de SO a NE atravesando el predio de la refinería. Si los procesos de refinación o almacenamiento generaron contaminación, la misma puede propagarse por fuera del predio, hacia el Norte, pero no hacia el Sur.



Por lo tanto, de existir agua contaminada en el Sur de la refinería, no proviene de la misma, salvo que en algún momento se hubiese invertido el sentido del flujo, hecho que suele acaecer cuando existe extracción cercana (bombeo). Con los gradientes hidráulicos y las permeabilidades de las unidades hidrogeológicas que se obtienen mediante ensayos de bombeo, se pueden estimar las velocidades de flujo del agua subterránea, que en ambientes llanos como el de la Provincia de Buenos Aires, varían entre mm y cm por día. Otro factor a tener en cuenta debido a que genera manchas en sentido vertical, es la oscilación de la superficie freática. En efecto el HC sobrenadante es desplazado por el movimiento del agua, dando lugar a manchas que pueden ubicarse por encima o por debajo del nivel medido.



6 RESTAURACION DE ACUIFEROS Los principales problemas de contaminación lo constituyen: a) Contaminantes disueltos en agua, que forman parte del medio móvil y se desplazan por

advección. b) Líquidos en fase no acuosa liviana (LFNALs), menos densos que el agua, lo que da lugar a la

formación de un lentejón que flota sobre la superficie freática. c) Líquidos en fase no acuosa densa (LFNADs) que se hunden formando un depósito en la base

del acuífero. Estos problemas pueden enfrentarse a través de cuatro (4) alternativas principales: 1) Contención de Contaminantes 2) Remoción de Contaminantes 3) Tratamiento de Contaminantes “in situ” 4) Atenuación del Riesgo por Controles Institucionales 6.1 CONTENCIÓN DE LOS CONTAMINANTES EN EL LUGAR. Incluye medidas de control que confinan al contaminante en el terreno, previniendo su dispersión por medio del uso de barreras hidrodinámicas o físicas.

6.1.1 Pared de mezcla Se construye rellenando una zanja con material excavado al que se incorpora bentonita o cemento. Es una barrera de baja permeabilidad que cerca al contaminante. Por lo general tienen un ancho de 0,5 a 2 m y puede alcanzar algunas decenas de metros.

6.1.2 Pared de cemento Se construye por la inyección a presión de una lechada de cemento con bentonita, a través de pozos perforados en dos o tres columnas. Se logra reducir la conductividad hidráulica y se evita la migración. Es útil para sellar rocas fisuradas o materiales de grano grueso.

6.1.3 Geomembranas Membranas sintéticas instaladas en zanjas abiertas. No se conoce con seguridad cual es la efectividad de estos materiales con el tiempo y su compatibilidad con solventes orgánicos.

6.1.4 Sellado superficial Es una metodología común para diferentes tipos de problemas con el manejo de residuos. Los materiales de cubierta incluyen arcillas compactadas, suelos naturales, cemento, bentonita, membranas sintéticas, etc. Si bien esta tecnología está suficientemente probada, la principal incertidumbre la constituye su mantenimiento ya que existen posibilidades de daño por erosión debida al escurrimiento, rotura por sequedad, efectos de subsidencia20, agujeros provocados por animales de madriguera o raíces de plantas. Requieren inspección y reparación permanentes.

6.1.5 Control hidrodinámico La expansión de contaminantes se efectúa a través de pozos de bombeo e inyección. Suele usarse en aguas subterráneas y suelos contaminados con volátiles, los que pueden ser controlados manipulando gradientes de presión agregando aire o removiendo gases del suelo.

20 Proceso de hundimiento vertical de una cuenca sedimentaria por la colmatación (relleno) y el consiguiente incremento de peso de los sedimentos depositados en la misma.



6.2 REMOCIÓN DE CONTAMINANTES. Se basa en el retiro o extracción del contaminante y su posterior tratamiento.

6.2.1 Bombeo Técnica exitosa usada para remoción de LFNALs de la superficie freática, para lo cual se requiere desarrollar un cono de depresión que provoque el flujo del producto hacia el pozo colector y luego su extracción. Hay varios diseños para tal fin: - Un sistema de bombeo único con un solo pozo en el que el agua y el producto son removidos

conjuntamente. - Un sistema de dos pozos y dos bombas que previene la mezcla de LFNALs y agua. - Un sistema de un pozo y dos bombas que es una solución de compromiso ya que es menos

cara y evita el tratamiento de grandes volúmenes de agua. Factibilidad técnica para la extracción y el tratamiento de agua subterránea. Para establecer la factibilidad técnica de la extracción del agua contaminada, es necesario conocer el comportamiento hidrogeológico de las unidades deterioradas (permeabilidad, porosidad, espesor, direcciones de flujo, gradientes hidráulicos, velocidades de flujo, etc.) y prever el sistema de tratamiento para su disposición de acuerdo a las exigencias de las normas correspondientes. Es importante señalar que resulta imposible extraer la totalidad del agua intersticial contaminada, aún con HC livianos o miscibles. Del volumen total de agua poral, sólo una fracción es efectivamente recuperable por acción gravitatoria (porosidad efectiva). La diferencia entre el volumen total de agua y el efectivamente recuperable es mayor en los sedimentos de grano fino (arcilla) que en los medianos o gruesos (arena y grana). A modo de ejemplo se citan las siguientes porosidades medias:

Los sistemas de extracción: pozos de gran diámetro (1 a 5 m), perforaciones de diámetro reducido (5 a 50 cm) o colectores horizontales, dependerán de las propiedades físicas e hidráulicas de las unidades hidrogeológicas afectadas (permeabilidad, espesor, continuidad, productividad, profundidad) y del tipo de contaminante (inmiscible, miscible, viscoso, fluido, liviano, pesado, volátil, etc.). En términos generales se adopta el sistema de pozos de gran diámetro, a veces combinado con colectores horizontales en medios de baja permeabilidad y por ende de escasa productividad y las perforaciones de pequeño diámetro en los sistemas de mediana y alta permeabilidad. Se suelen utilizar algunas técnicas complementarias para mejorar la recuperación de HC con el agua, como la inyección de solventes o vapor de agua para fluidificar a los viscosos. El primero, sin embargo, encarece la extracción y a veces complica el proceso, pues a la extracción del contaminante hay que agregar la del solvente.

POROSIDAD EFECTIVA %

MATERIAL POROSIDAD TOTAL

%

0 - 5 Arcilla 40 - 60

10 - 20 Arena 20 - 45

15 - 25 Grava 25 - 40



Ya se mencionó que por acción del bombeo, sólo puede extraerse una fracción del agua intersticial y que ésta es menor en los materiales de baja permeabilidad. Más complicado aún resulta extraer el contaminante, especialmente cuando es inmiscible. Por ello una técnica de uso frecuente en las refinerías europeas, es la de evitar la salida de los HC en fase acuosa, fuera del predio de las mismas. De esta forma aunque no se logre una recuperación efectiva del contaminante, se preserva la calidad del agua subterránea de los ambientes vecinos, lo que resulta especialmente trascendente en los lugares en que se utiliza el agua subterránea para consumo humano, ganadero, o riego como se observa en la Figura Nº 6.2.1.

agua potable riegoTq Tq Tq

TqTqTq

Figura Nº 6.2.1. Método para la preservación de la calidad del agua en ambientes vecinos.

Los sistemas de recuperación por bombeo, necesariamente deben contemplar el tratamiento del agua previo a su vertido como efluente o reinyección profunda. El monitoreo resulta imprescindible y en la generalidad de los casos hay que practicar sondeos y construir piezómetros especialmente para ello. Las técnicas de tratamiento más utilizadas son: 1- Separación con aire. Emplea torres para el almacenamiento temporario del agua contaminada, en las que se inyecta aire a presión. Es efectiva para separar volátiles. En BTEX el índice de recuperación puede llegar al 95%. 2- Separación por gravedad. Es de uso corriente en la industria petrolera; aprovecha la condición de inmiscibilidad en el agua, de muchos HC. Es hábil para lograr el tratamiento de volúmenes importantes. En HC inmiscibles se puede bajar la concentración hasta 15 mg/l. 3- Adsorción con carbono. Los lechos de carbono activado granular, suelen ser efectivos para eliminar algunos compuestos aromáticos de alto peso molecular y baja solubilidad (aromáticos polinucleares, índice de recuperación 95%) y también para fijar metales. 4- Biodegradación. La técnica consiste en lograr un contacto íntimo entre bacterias, oxígeno, elementos nutritivos y los HC en cuestión. Para ello se emplean grandes tanques o lagunas de aireación (biorreactores), con tiempos de residencia variables (alrededor de 24 hs). Se puede lograr hasta 0,1 - 1 mg/l de contaminante en solución. 5- Ósmosis inversa. Se aplica para extraer sales en solución, empleando membranas semipermeables y el principio de diferencia de presión osmótica entre soluciones de alta y baja concentración salina.

6.2.2 Sistemas de intercepción Usan drenes o zanjas para colectar contaminantes que están sobre la capa freática. Generalmente se instalan a 1 o 2 m bajo la superficie. El producto es removido a través de equipos de bombeo. Son eficientes para contaminación somera, es decir HC que se mueven en la franja capilar.



6.2.3 Venteo de suelos Remueve componentes orgánicos volátiles de la ZNS por medio de pozos que producen vacío. Se requieren tratamientos de superficie para remover los contaminantes de la corriente de aire, antes de ser enviada a la atmósfera.

6.2.4 Excavaciones Es una alternativa obvia para enfrentar la contaminación en un lugar. El mayor problema reside en los costos y en encontrar el lugar apropiado para disponer los suelos contaminados. Incineración. Se logra por: horno rotativo, inyección líquida, lecho fluidizado, infrarrojo o vitrificación. Horno rotativo. Consiste en un cilindro revestido de material refractario, cuyo eje se dispone unos 5º respecto de la horizontal y que gira con una velocidad de 0,3 a 1,5 m/minuto. Inyección líquida. Es una cámara de combustión vertical asistida por un quemador en el que se inyecta el desecho líquido de baja viscosidad. Lecho fluidizado. Es otro tipo de incinerador que se basa en la circulación de aire caliente. Para los tres casos citados hay que considerar tanto los sólidos que quedan en los hornos como las cenizas y gases emitidos durante la operación. Otro de los inconvenientes que presenta esta técnica es su elevado costo. Infrarrojo. Se basa en la temperatura producida por elementos radiantes de tipo infrarrojo. Vitrificación. Se realiza in situ, mediante electrodos que se hincan en el suelo a diferentes profundidades. El espacio que separa los electrodos es cubierto con una capa de grafito para compensar la baja conductividad del suelo. Las superficies tratadas varían entre 10 y 100 m2 con una profundidad máxima de 5 m. Las temperaturas de funcionamiento son del orden de los 1.000 a 2.000 °C. 6.3 TRATAMIENTO DE CONTAMINANTES “IN SITU"

6.3.1 Degradación química Si se trata de remediar un acuífero contaminado por hidrocarburos será imprescindible analizar tecnologías de contención de la migración y posteriormente seleccionar métodos de remediación por degradación. Entre las tecnologías de contención tenemos: 1) Bombeo (serie de pozos de extracción - inyección). 2) Drenes sub-superficiales o barreras de baja permeabilidad. La degradación química puede constituir una reacción entre el contaminante y los reactivos, de cuyo contacto resulten productos menos tóxicos o se inmovilicen en la columna de suelo. Pueden ser reacciones de oxidación, reducción o polimerización21, como se describe sucintamente a continuación:

21 Unión química de dos o más moléculas del mismo compuesto para formar una nueva molécula.



Degradación química por oxidación: Se aplican dos métodos, uno utilizando el suelo como

catalizador y el otro mediante la aplicación de agentes oxidantes. En el primer caso, el potencial Redox22 de la fase sólida debe ser mayor que el del material orgánico contaminante y la solubilidad de éste debe ser alta. Este método es apto para compuestos solubles en agua en un medio arcilloso. Los compuestos que pueden ser tratados in situ por este medio son los ésteres23, las amidas24, los pesticidas fosforados y carbamatos25. En el segundo caso, los oxidantes más usados son el ozono (O3) y el peróxido de hidrógeno. Los compuestos alifáticos saturados no reaccionan fácilmente con el ozono, en cambio los aromáticos son susceptibles a ser oxidados. Un caso a tener en cuenta es el de la oxidación del Aldrin26 y del Heptacloro que se oxidan a Dieldrin y Heptacloro epóxido altamente estables. La oxidación con peróxido es efectiva para cianuros, aldehidos27, fenoles28 y compuestos sulfurados.

Degradación química por reducción: Puede emplearse para remediar suelos con

compuestos tóxicos orgánicos. Se ha usado para remover Tricloroetileno, Clorobenceno, Hexacloropentadieno, PCBs, entre otros, pero a escala de laboratorio. Un caso especial de esta técnica es su empleo en la destrucción de moléculas cloradas peligrosas (PCBs); para ello se usan reactivos sintetizados especialmente. El mecanismo se hace a través de una sustitución nucleofísica que remueve el cloro de los compuestos aromáticos.

Degradación química por polimerización: Consiste en la conversión de un compuesto

simple en una molécula resultante de la repetición múltiple de esa unidad inicial. El resultante tiene propiedades físico – químicas diferentes de la inicial y por lo general menos móvil en el suelo. Son susceptibles de polimerizarse los HC alifáticos y aromáticos y monómeros como estireno, cloruro de vinilo, etc. Una consecuencia indeseable es la disminución de la permeabilidad del medio y requiere construir numerosos pozos de inyección de acuerdo al área a tratar. Es una tecnología compleja y de eficacia desconocida a largo plazo.

6.3.2 Biorremediación Es sin dudas uno de los procedimientos más empleados en la ruptura de compuestos orgánicos. Los microorganismos, especialmente bacterias y hongos, son los actores principales en este proceso que se ve influenciado por dos factores: disponibilidad y concentración del compuesto a ser degradado y velocidad de la degradación. Consiste en la transformación de contaminantes en moléculas menos complejas y tóxicas, por la acción de microbios que se presentan naturalmente en el suelo o en el agua, por enzimas, o por microorganismos logrados por la ingeniería genética. Los primeros sistemas de biorremediación, hoy casi en desuso, pero que actuaban en forma muy eficaz, fueron las cámaras sépticas, empleadas para purificar las aguas servidas antes de su vertido a los pozos negros o ciegos.

22 Se mide en base a la diferencia de potencial medido entre el electrodo de oro o platino y un electrodo de referencia. Cuando el electrodo REDOX es sumergido en una solución que contiene un sistema de reacción química reversible se establece la migración de electrones entre el electrodo y el sistema. Este flujo de electrones puede ser analizado como une densidad de corriente de intercambio y es de extremada importancia para una medición rápida y reproducible del potencial REDOX. 23 Compuestos formados por sustitución del hidrógeno ácido, de un ácido orgánico o inorgánico, por un radical alcohólico. 24 Compuestos orgánicos obtenidos por sustitución de uno o más átomos de hidrógeno en el amoníaco, por un radical proveniente de un ácido orgánico, en el que se separó el grupo hidróxido de su molécula. 25 Acido orgánico de fórmula NH2-CO-OH. No se encuentra libre sino siempre en forma de sales. 26 Derivado junto con el dieldrín, endrín, heptacloro y clordano de los ciclodienos. Son utilizados como insecticidas organoclorados 27 Cuerpo resultante de la deshidrogenación de un alcohol primario. 28 Alcoholes aromáticos que se extraen por destilación de los aceites del alquitrán. Se usa como desinfectante y antiséptico en medicina.



Los más importantes factores ambientales que afectan la biodegradación son el pH, la temperatura, el contenido de humedad, el contenido de nutrientes y la concentración de oxígeno en el suelo. La presencia de enzimas cataliza positivamente el metabolismo microbiano. Estos procesos son aplicables a los hidrocarburos de petróleo en mayor o menor medida según el tipo y tamaño de las moléculas que los integran. Por ejemplo los alcanos de C10 y C12 son fácilmente degradables. Cuando se trata de cadenas más largas la biodegradabilidad disminuye. Los niveles mas altos de degradación logrados por biorremediación, no superan el 90%. Los tiempos de tratamiento son prolongados y en su efectividad final influye el contenido en el suelo de: humedad, oxígeno y materia orgánica, temperatura, pH, nutrientes, etc. En algunos casos se ha practicado la inyección bacteriana en sitios determinados del perfil del suelo o de la zona saturada, en coincidencia con los sectores que manifiestan más alta contaminación. Sin embargo la mayor actividad bacteriana se da en los primeros 20-30 cm del perfil, que es donde existe mayor aireación, disminuyendo notoriamente en profundidad. Los lodos contaminados con HC deben secarse previamente a su disposición y la concentración final no debe superar al 10% de hidrocarburo en relación al peso del suelo seco, con el que se mezcla y se esparce en capas de 20 a 30 cm de espesor. Es necesario arar periódicamente para facilitar la aireación y controlar el pH y el contenido de humedad, a fin de facilitar la actividad bacteriana. Los HC aromáticos de anillo también son más fácilmente degradables que los de doble anillo. Así el benceno, tolueno, etilbenceno y xileno son más biodegradables que los naftalenos. El grupo de los HC aromáticos policíclicos (PAHs), constituye un conjunto de compuestos de difícil biodegradación, tienen baja solubilidad y alta tendencia a la adsorsión. La biodegradación puede ser intrínseca (natural) o ingenieril (forzada), en la natural tenemos: > tiempo C7H8 (tolueno) + BACT + Fe+++ => BACT +CO2 < degradación > control Esta reacción implica que cuando existe un HC (en este caso el tolueno o metil benceno) que se encuentra en un medio al que perjudica y que se debe controlar, naturalmente comienza el proceso de biodegradación a través de las bacterias presentes y se incluyen a éste los demás compuestos que se encuentren el medio, en este caso el hierro actúa como catalizador, el cual es oxidado. Como consecuencia de lo anterior se obtiene finalmente la presencia de bacterias y CO2 (dióxido de Carbono). En comparación con una biodegradación ingenieril, en la forma intrínseca se tardará más tiempo que en forma inducida o forzada debido a que es consecuencia de un proceso natural. Habrá menor degradación debido a que las bacterias podrán actuar en medida de la disponibilidad de nutrientes que se encuentren naturalmente en el medio (y que normalmente están en bajas concentraciones). Con respecto al control se observa una ventaja debido a que, al no modificar el medio natural, no se corre el riesgo de producir ningún efecto antrópico en el medio a tratar (por ejemplo eutroficación en el caso de un lago por adición de nutrientes). En el caso siguiente se representa una biodegradación ingenieril en la cual, además del HC y las bacterias, se ha agregado oxígeno, nitrógeno y fósforo, los nutrientes más importantes en el desarrollo de las bacterias. < tiempo C7H8 (tolueno) + BACT +O2+ N + P => BACT +CO2 4H2O > degradación



Esto conduce a un proceso más eficaz por lo tanto con un menor tiempo de duración y una mayor degradación. Los procesos de biodegradación son aeróbicos o anaeróbicos. En los sitios contaminados con HC suelen presentarse plumas contaminantes donde en el centro prevalecen condiciones anaeróbicas y en la periferia las aeróbicas. Los subproductos de cada tipo de degradación son diferentes. Los procesos de biodegradación forzada procuran proveer las mejores condiciones ambientales en el sitio para el desarrollo de los microorganismos. Algunas tecnologías aplicadas son: - Inyección de aire en los acuíferos contaminados - Recirculación de aguas subterráneas para introducir microorganismos exóticos producidos

mediante ingeniería genética. Biorremediación de compuestos xenobióticos Se denomina compuestos xenobióticos (xeno, vocablo que significa extraño) a aquellos compuestos fabricados artificialmente por síntesis química con fines industriales o agrícolas. Aunque estos compuestos pueden ser semejantes a los compuestos naturales, muchos son desconocidos en la naturaleza. Así, los organismos capaces de metabolizarlos podrían no existir en la naturaleza. Algunos de los xenobióticos más conocidos son los plaguicidas entre los que se incluyen herbicidas, insecticidas, nematicidas, funguicidas, etc.. Dentro de los plaguicidas se encuentran los ácidos clorofenoxialquil carboxílicos, ureas sustituidas, nitrofenoles, triacinas, fenilcarbamato, organoclorados, organofosforados. Algunas de estas sustancias pueden actuar como donadores de electrones o como fuente de carbono para ciertos microorganismos. Estos compuestos tienen diferencias en la persistencia en el ambiente (ver Tabla 5.3.1) pero esa persistencia es aproximada dado que depende de varios factores ambientales como la temperatura, el pH, la aereación y el contenido de sustancias orgánicas del suelo. Algunos de los insecticidas clorados pueden persistir por más de 10 años. Hay que remarcar que en la degradación de un plaguicida no solo intervienen los microorganismos, sino que también puede sufrir volatilización, filtración o degradación química. Cuando un plaguicida llega al suelo éste queda entonces sometido a diversos factores que van a afectar su persistencia. El lavado de los suelos, la degradación biológica y química, la adsorción por coloides, la volatilización y la absorción por los cultivos son algunos de éstos factores. El período en que un pesticida persiste en el suelo es de gran importancia ya que refleja el tiempo en que la plaga estará sometida al control, afectando la polución del medio ambiente, su acumulación en plantas, etc.. La tabla 6.3.1 muestra la persistencia de herbicidas e insecticidas en los suelos.



Tabla 6.3.1

Sustancia Tiempo para la desaparición del 75 al

100% Insecticidas clorados DDT 4 años Aldrín 3 años Clordano 5 años Heptacloro 2 años Lindano 3 años Insecticidas organofosforados Diazinón 12 semanas Malatión 1 semana Paratión 1 semana Herbicidas 2,4-D(ácido 2,4-diclorofenoxiacético) 4 semanas 2,4,5T(ácido2,4,5,triclorofenoxiacético)

20 semanas

Dalapín 8 semanas Atrazina 40 semanas Simazina 48 semanas Propazina 1,5 años

Durante muchos años se creía que los mecanismos de degradación de los plaguicidas eran similares en animales y en microorganismos. Pero con el avance de las investigaciones se apreciaron las diferencias; en animales se da una conversión de estos compuestos de forma que puedan ser excretables, proceso que se produce principalmente en el hígado. En microorganismos su utilización es por el contrario una forma de obtención de energía o fuente de carbono. Las vías metabólicas son muy variadas, fermentaciones, respiraciones anaeróbicas, acción de exoenzimas y procesos quimiolitótrofos pueden ser encontrados (Matsumura, 1982). Existen dos formas por la que la cual la microflora puede degradar el plaguicida. - El número de microorganismos aumenta y el aislamiento se realiza utilizando el plaguicida

como única fuente de nutrientes. Luego de que el compuesto fue degradado las poblaciones decrecen.

- Por cometabolismo, el compuesto no actúa directamente como fuente de nutrientes sino que se deben emplear otras como la glucosa, que al disminuir en el medio inducen las enzimas necesarias para la degradación del plaguicida.

Las reacciones catabólicas ocurren principalmente cuando las dosis de pesticidas son altas y la estructura química permite su degradación. Alexander (1977) indica una serie de reacciones que pueden ser realizadas por microorganismos heterótrofos sobre los plaguicidas: - Detoxificación: Conversión de una molécula tóxica en otra no tóxica. - Degradación: Transformación de una sustancia compleja en productos más simples, por ej. la

mineralización que da como resultado la aparición de CO2, H2O, NH3, etc. - Conjugación: Formación de compuestos por reacciones de adición, en donde el

microorganismo combina el plaguicida con metabolitos celulares (adición de aminoácidos, ácidos orgánicos, etc.).



El estudio de la biodegradación de los plaguicidas no es sencillo en el suelo, ya que las concentraciones son muy bajas. Se deben emplear cromatografias de fase gaseosa o líquida, espectrofotometría ultravioleta, para poder detectar trazas de pesticidas o sus intermediarios de la degradación. 6.4 ATENUACIÓN DEL RIESGO POR CONTROLES INSTITUCIONALES.

6.4.1 Monitoreo El primer paso para un adecuado sistema de prevención hidrogeológico, es la instalación de una red para el monitoreo de niveles y calidad del agua subterránea. El término monitoreo implica seguimiento y por lo tanto, se refiere a mediciones y muestreos reiterados (periódicos). La periodicidad del monitoreo, depende de variados factores: régimen de flujo (natural o artificial - extracción); fuentes reconocidas o potenciales de contaminación (ubicación y características), carga, movilidad, persistencia y toxicidad de los contaminantes; tamaño del acuífero; comportamiento hidráulico (libre, semiconfinado o confinado); características y espesor de la zona subsaturada; características y posición de la zona de recarga y profundidad de los acuíferos semi y confinados; relación exceso - déficit y periodicidad de la recarga; etc. La mayoría de estos factores incide también en la distribución y separación de los pozos para monitoreo, cuya principal virtud consiste en que sean hábiles para brindar valores representativos de los potenciales hidráulicos y para permitir un muestreo que también sea representativo de la calidad del acuífero. La condición señalada, no sólo debe cumplirse espacialmente, sino también en el tiempo y en este sentido, los pozos que integren la red, debe elegirse teniendo presente el lapso previsto para el monitoreo de forma de disponer de puntos estables, que permitan una fácil medición y muestreo. Además deberán tener libre acceso en los momentos elegidos para los registros. Los requerimientos mencionados no son fáciles de cumplimentar, especialmente en las redes que se utilizan para monitorear a nivel regional (más de 50.000 hectáreas), dado que para esta tarea, generalmente se emplean pozos existentes, construidos con otra finalidad (agua potable, riego, uso industrial o doméstico, etc). Pozos exclusivamente para monitoreo, suelen perforarse en acuíferos bajo explotación, o en terrenos industriales, o en la cercanía de basurales, pero cubriendo superficies mucho menores que la citada (hectáreas a cientos de ha). En estos casos, lógicamente el espaciado es mucho menor y aunque éste depende, como ya se dijo, de variados factores, a título ilustrativo se puede señalar que para un monitoreo regional es satisfactorio contar con 1 pozo cada 500 a 2.000 ha, mientras que para otro local, particularmente para monitorear hidrocarburos, es necesario disponer de 2 a 5 pozos por ha. Además del tamaño del ámbito a monitorear, el número y la distribución de los pozos, depende en gran medida de la dinámica del acuífero y más específicamente de la dinámica del agua contaminada. Es muy conveniente detectar el límite entre el agua contaminada y la que no lo está, para conocer su desplazamiento espacial y temporal. Para ello, se eligen o ubican pozos en secciones caracterizadas por ambos tipos de agua. Si el acuífero es confinado o semiconfinado, debe asegurarse la aislación entre éstos y el freático, que normalmente es el más expuesto a la contaminación. En los acuíferos semiconfinados, con filtración vertical descendente, es común la contaminación difusa a través de los acuitardos y no por mala aislación o estado de las cañerías (caso del Acuífero Puelche en el Conurbano y en La Plata).



Otro elemento a tener muy en cuenta, es la técnica para el muestreo y preservación de las muestras. En efecto, algunos contaminantes se presentan en concentraciones muy bajas (millonésimas de gramo por litro) y aún así son altamente tóxicos (plaguicidas, metales pesados, hidrocarburos alifáticos, HC aromáticos, sustancias radiactivas). Por ello, el muestreo debe efectuarse con sumo cuidado, empleando el equipamiento y el instrumental adecuado para cada caso, con el objeto de evitar pérdidas (HC aromáticos volátiles), o la introducción accidental de la misma sustancia que se quiere detectar (bomba o roscas lubricadas con aceite, si se va a determinar HC). El personal debe estar bien aseado, con ropa limpia y el manipuleo debe efectuarse con suma precaución. En los casos de determinaciones analíticas con precisión de ug/l, no es conveniente reiterar el uso del equipo de muestreo; o sea, se utiliza un equipo diferente en cada pozo, para evitar la contaminación cruzada. En estos casos es conveniente establecer el fondo o background ambiental para deducirlo de las concentraciones del contaminante registradas en el agua. Esta práctica se emplea corrientemente cuando se muestrea para HC totales o metales pesados, en las refinerías o plantas de almacenamiento de HC. Las muestras, para determinar el fondo del contaminante, se llaman "blancos" y en general son de agua destilada. Las muestras tomadas en los sondeos, deben disponerse en recipientes que se adecuen a sus características por ejemplo para preservar HC, el envase debe ser de vidrio color caramelo y además, deben acidificarse con HCl hasta pH 3 y mantenerse enfriadas a unos 3º C, para evitar su degradación. Para los metales pesados, se emplean los mismos recipientes, también se mantienen enfriados, pero luego de bajar el pH a 2 con HNO3. Lógicamente que la calidad del laboratorio, particularmente en la precisión que logre en la determinación de contenidos tan bajos, juega un rol preponderante en el éxito de los trabajos. En relación al monitoreo para establecer el estado hidráulico de un acuífero, lo que se hace es medir periódicamente los niveles de agua en los pozos que integran la red y en el caso de existir, en los sitios donde se concentra la descarga natural por ejemplo manantiales. La variación en la posición de la superficie freática de un acuífero libre, indica variación del volumen de agua almacenada, (si asciende aumenta, si desciende disminuye), mientras que la variación en la posición de la superficie piezométrica de un acuífero confinado, si se produce por encima del techo impermeable del mismo, es producto de diferencias en la presión hidráulica. En los acuíferos semiconfinados, la modificación en la posición de su superficie hidráulica, puede derivar de variaciones en la presión hidráulica, de cambios en el volumen almacenado, o de ambos. Las variaciones en la reserva pueden deberse a procesos naturales (relación recarga-descarga) o artificiales (extracción). En el primer caso, durante los períodos de exceso (recarga superior a descarga) la tendencia general es al ascenso del nivel, en los tres tipos de acuíferos. En los lapsos de déficit, sucede lo contrario. A estos cambios se los denomina estacionales porque se producen en el transcurso del año hidrológico. Otros, de mayor duración (plurianuales), derivan de ciclos climáticos secos o húmedos y normalmente abarcan varios años y aún decenios, como en Oeste de la Provincia de



Buenos Aires, donde desde 1965 la precipitación está por encima de la media registrada desde 1900/65. En la generalidad, las variaciones de los potenciales hidráulicos producidas artificialmente, superan con amplitud a las que se originan naturalmente. En sitios sometidos a extracción para consumo humano, riego o uso industrial, la tendencia es declinante y si la disminución de la reserva resulta significativa, se dice que el acuífero está sobreexplotado. En definitiva, el objetivo principal del monitoreo hidráulico, es efectuar un seguimiento de la evolución del agua almacenada. Para ello, los niveles deben medirse en reposo, o sea sin que haya incidencia del bombeo. Lamentablemente, en la mayoría de los centros urbanos que se abastecen con agua subterránea esto resulta prácticamente imposible, debido a que los pozos funcionan en forma continuada y en el mejor de los casos, sólo se puede sacar temporariamente de servicio a algunos de ellos. En estos lugares, la red de flujo subterráneo presenta una marcada distorsión, con fuertes cambios en los gradientes y en las velocidades y con la aparición de las formas hidráulicas que tipifican a la extracción (conos de depresión). Los pozos de observación para el monitoreo deben ubicarse de manera que permitan definir las características de los conos de depresión (extensión lateral y vertical, gradientes hidráulicos), pero también de los ámbitos vecinos no distorsionados por el bombeo.

6.4.2 Manejo del recurso Un manejo adecuado de cualquier recurso natural, implica ineludiblemente un profundo conocimiento de sus características y comportamiento. Para ello es necesario realizar las investigaciones básicas del caso, que en general son costosas, debido a que requieren trabajos de campo, de laboratorio y de gabinete. También suelen abarcar lapsos extensos, especialmente cuando se continúan con el monitoreo. Pese a que los estudios de base, junto con el monitoreo, no brindan resultados espectaculares y muchas veces aparentan ser más académicos que utilitarios, su ejecución es imprescindible, pues es el basamento en que se sustenta todo uso que apunte a no producir un grave deterioro en el recurso. En lo referente a contaminación, es importante señalar que lo que debe preservarse es la calidad del medio ambiente en su conjunto. Esto se debe a que resulta prácticamente imposible evitar el deterioro de alguno de sus componentes, frente a la degradación de los restantes. Por ejemplo: la contaminación del aire, derivará en contaminación de agua de lluvia y esta a su vez, en la degradación de las fuentes superficiales que por infiltración, contaminarán al suelo y al agua subterránea. Dentro de las posibilidades a analizar para el mejor manejo del recurso, se encuentran: - Limitar o finalizar el uso del acuífero. - Desarrollar alternativas de suministro de agua.



7 MODELIZACIÓN DE LAS AGUAS SUBTERRÁNEAS El flujo de aguas subterráneas está razonablemente bien definido para las estructuras de acuíferos (rocas o mantos arenosos confinados). Sin embargo, el flujo de agua es extremadamente complejo en las capas de suelo superior insaturada (ZNS). Esta zona de subsuelo está sujeta a humedades y sequedades dependiendo de muchos parámetros, siendo muy sensible al caudal de la lluvia y la infiltración. En correspondencia, entonces, el flujo de solutos (contaminantes) en el agua del suelo o aguas subterráneas es definible para los acuíferos pero es complejo en la zona insaturada. Esta sección estudiará brevemente la modelización con respecto a : Flujo: hidrodinámica y Calidad del agua: transporte de masa

Ambos están representados en el esquema de la Figura N° 7.1

Figura N° 7.1 Esquema del modelo de flujo y transporte en el subsuelo/acuífero.

7.1 Modelización del flujo en aguas subterráneas. Para la modelización del flujo, la ecuación de Laplace combina la ecuación de la continuidad y la Ley de Darcy en una ecuación diferencial parcial de segundo orden como la siguiente:

),,,( tzyxRthS

zhK

zyhK

xhK

x zyx −∂∂

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

Dónde Kx, Ky, Kz – conductividad hidráulica en las direcciones x, y, y z h - carga hidrostática S – coeficiente de almacenamiento R – recarga



Para el caso bidimensional con el flujo constante y ninguna recarga, esta ecuación se reduce a

0=⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

zhK

zxhK

x xx

Normalmente Ky ≡ Kx en el plano horizontal. Si Kx = Kz, entonces se reduce a

02

2

2

2

=∂∂

+∂∂

zh

xh

Los modelos de diferencias finitas usados habitualmente fueron desarrollados por Prickett y Lonnquist (1971) y Trescott et al. (1976). Ambos modelos solucionan una forma de la ecuación de flujo inconstante que tenía en cuenta suelos/ acuíferos heterogéneos y antisotrópicos. La ecuación resuelta por ellos era

),,( tzxRthS

zhK

zxhK

x xx −∂∂

=⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

McDonald y Harbaugh (1984) amplían este modelo al de tres dimensiones. En Wang y Anderson (1982), Bedient y Huber (1988) y McDonald y Harbaugh (1984) se brindan detalles y aplicaciones de los modelos. Uno de los modelos utilizados para representar el flujo de agua subterránea en áreas de pequeña o mediana extensión, y que tiene la capacidad de simular el transporte de contaminantes y los procesos asociados, es el CTRAN/W de GEO-SLOPE International Ltd, el cual posee una versión de alcance limitado para estudiantes que puede bajarse de Internet. Este modelo representa el flujo de agua en una red de elementos finitos, como puede apreciarse en los siguientes ejemplos:



7.2 Transporte de contaminantes en zona saturada y no saturada Los contaminantes se movilizan a través de la zona no saturada y de la zona saturada según los siguientes mecanismos.

7.2.1 Advección Es el transporte del soluto debido al propio flujo de la masa de agua. Flujo Advectivo: ).(cqFa = Dónde: q (velocidad o caudal de flujo) c (concentración media)

7.2.2 Dispersión hidrodinámica Es la suma de los procesos de los fenómenos de dispersión (lateral y longitudinal) y difusión. La difusión de un fluido diferenciable en otro, al mismo tiempo que aumenta progresivamente también va diluyendo la concentración del primero. Si en un medio poroso coexisten dos fluidos miscibles tiende a producirse una mezcla en la zona de contacto debido a fenómenos de difusión molecular y dispersión. La dispersión en la dirección longitudinal vertical es del orden de 10 veces mayor que la dispersión lateral. Flujo Dispersivo:

dxdcDmFd .=

dónde: Dm (dispersividad) dc/dx (gradiente de concentración) Algunos ejemplos de flujo dispersivo para fuente puntual o continua se muestran a continuación:



Dispersión para una Fuente Puntual

Dispersión para una Fuente Continua

7.2.3 Cálculo de tiempo de llegada de un contaminante a un pozo Para una contaminación puntual se define el tiempo de llegada según la zona del suelo:

RMrHta .

=

Dónde: ta - tiempo de tránsito en zona no saturada (años) H - profundidad del nivel freático. (metros) R - recarga total. (metros/año) Mr - Humedad relativa del suelo (%)

ik

dmts.

=

Dónde: ts - tiempo de tránsito en zona saturada (años) d - distancia puntual foco – captación (metros) k - permeabilidad m - porosidad i - gradiente hidráulico

7.2.4 Caso de contaminación por hidrocarburos Los HC son compuestos orgánicos que por sus características conviene tratarlos con mayor atención. Si bien existen excepciones, los HC más comunes son menos densos que el agua, es frecuente que se volatilicen en mayor o menor medida y en general son inmiscibles en agua, por lo que pueden presentarse formando una fase liquida no acuosa (FLNA). La propagación de un HC en la ZNS depende, además de sus propias características, de las características propias del suelo (porosidad, permeabilidad, composición mineralógica, espesor, anisotropía29 y heterogeneidad) y del grado de humedad que presente.

29 Cuerpo cuyas propiedades no permanecen constantes a lo largo de su estructura tridimensional.



En general, los HC se pueden clasificar en parafínicos, nafténicos, aromáticos volátiles y aromáticos polinucleares, ordenamiento en que aumenta su solubilidad. Para la propagación vertical de un HC libre, se puede utilizar la siguiente ecuación:

CsAiHcip

.1000.

=

Dónde: p = profundidad alcanzada por el HC Hci = cantidad de producto infiltrado Ai = área en que se produjo la infiltración Cs = capacidad de retención del suelo Las magnitudes de Cs en función de la granulometría son: Grava y grava arenosa 5 l/m3 Arena gruesa 8 l/m3 Arena mediana 15-25 l/m3 Arena fina y arena arcillosa 40 l/m3 Respecto a la ZS el autor ruso Kozfozvsky desarrolla una fórmula para establecer la propagación areal de un HC en su fase líquida, sobre la superficie freática o la franja capilar:

DoVsViAg /1000).( −= 1000/.. uoHAiVs = Dónde: Ag - superficie de propagación de la fase líquida de HC. m2 Vi - cantidad de HC infiltrado. m3 Vs - cantidad de HC retenido en la ZNS. m3 Do - espesor del HC sobrenadante. m Ai - área en que se produjo la infiltración. m2 H = espesor de la ZNS. m uo = capacidad de retención del suelo seco frente al HC. (l/m3) La permeabilidad de un medio frente a un HC varía notoriamente respecto del agua. De cualquier modo, un HC puede fluir si su saturación residual llega a alrededor del 20%, índice bastante similar al que necesita el agua (20-22%). 7.3 Modelación del transporte de contaminantes

7.3.1 Modelos Dispersivos Se ha realizado un gran esfuerzo durante las dos últimas décadas en el modelizado del transporte de masa de los contaminantes en el suelo/aguas subterráneas. El mecanismo de transporte de contaminantes depende de la conductividad hidráulica del suelo/acuífero. Si la conductividad hidráulica es muy baja, como en algunos acuíferos y arcillas, entonces el mecanismo de transporte puede ser básicamente por difusión. Con una conductividad alta, la advección es el mecanismo de transporte dominante. El problema del transporte se vuelve más complejo cuando el contaminante es un reactivo químico. En dicha situación, las tasas de reacción química e incluso las tasas microbianas pueden tener que considerarse. En el caso de la biorrecuperación de suelos contaminados, utilizando microbios concretos las tasas de reacción para los microbios son significativas y se tienen en cuenta en el modelo BIOPLUME II de Bedient y Rifai (1993).



La ecuación de dispersión-advección unidimensional desarrollada en este capítulo se aplica también al movimiento de un contaminante en el ambiente del subsuelo:

xCu

xCD

tC

∂∂

−∂∂

=∂∂

2

2

donde C = concentración de los contaminantes no-reactivos, g/m3 D = dispersión hidrodinámica u = velocidad media del fluido

2

2

xCD

∂∂

= segunda ley de Fick para el flujo dispersivo/difusivo

y 2x

CD∂∂

= flujo de masa o flujo advectivo convectivo

D tiene muchas definiciones, en especial en el contexto del movimiento de solutos en el suelo: vDD ατ += 0 donde Do = coeficiente de difusión molecular de una solución libre = 10-6 cm2/s τ = factor de tortuosidad α = parámetro dispersivo = v = velocidad del flujo La Figura N° 7.3.1 muestra la variación de la dispersión longitudinal y molecular con respecto al flujo, donde DL, es el coeficiente de dispersión longitudinal, D0, es el coeficiente de difusión molecular y d es el diámetro de grano medio. Se observa que a poca velocidad, predomina la difusión molecular, mientras que a índices superiores de velocidad, predomina la advección. Hay una zona de transición entre ambas, que es lo esperado, y se observa en la misma figura que la diferencia en las velocidades de dispersión relativa puede ser superior en uno o dos órdenes de magnitud.

Figura N° 7.3.1. Difusión molecular y longitudinal frente al flujo en el subsuelo/acuífero.

El valor del parámetro dispersivo puede estimarse como α = 0,1 . Xv donde Xv es la distancia media de viaje. Para entender mejor el fenómeno que produce la difusión o dispersión mecánica del contaminante en el suelo puede observarse la Figura N° 7.3.2:



Figura N° 7.3.2 Difusión de contaminantes por efecto de la variación de intensidad y dirección de la

velocidad del flujo en el suelo.

Hay soluciones analíticas para algunos problemas concretos en flujos de aguas subterráneas. Considere un caso con las siguientes condiciones de contorno y donde un contaminante no-reactivo se aplica a una columna de suelo (en un laboratorio) como una función escalonada C0. Las condiciones de contorno (x,t) son las siguientes (Figura N° 7.3.3):

Figura N° 7.3.3 Condiciones de contorno para un contaminante en una columna de suelo

La tarea es resolver la ecuación de difusión advectiva para la condición de contorno arriba citada. La solución de Ogata y Banks (1961) al efecto es:

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −=

Dttuxerfc

Dxu

Dttuxerfc

CC

4exp

421

0



Dónde: C0 = concentración inicial de contaminante, g/m3 C = concentración a cualquier distancia x > 0 u = velocidad media, m/s D = coeficiente de dispersión erfc = función de error complementario Algunas veces el segundo término de la ecuación anterior se elimina si x es grande o si t es grande, por lo que la forma reducida es

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −=

Dttuxerfc

CC

421

0

Ejemplo Calcular la concentración relativa C/C0 si u = 5 cm/h, D = 2 cm2/h para x = 10 cm y t = 1,6 h. Solución

4002.06.1246.1510

4=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

××

×−=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ − erfcDT

uxerfc

10102,72105expexp ×=⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛ ×

=Dxu

06.1246.1510

4=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

××

×−=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ − erfcDT

tuxerfc

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −=

Dttuxerfc

CC

421

0

es decir forma reducida

= 0.2001 La Figura N° 7.3.4 muestra las curvas de saturación de la relación de C/C0 con respecto a la advección, la difusión molecular y la dispersión. Si sólo hay advección, el frente húmedo contaminado avanzará en una forma «cuadrada». En el ejemplo anterior, para u = 4 cm/h y t = 1,6 h, el frente ha viajado una distancia de 3,13 cm hacia la línea (A). Si hay también difusión molecular, aparece la curva (B). Si además hay dispersión hidrodinámica, entonces el frente avanza hacia la curva (C). Junto con el transporte por difusión-advección, pueden también producirse los siguientes mecanismos: • Reacción del contaminante con el agua • Transporte con adsorción de las partículas del suelo o las partículas del agua • Transporte por volatización • Transporte por precipitación Más detalles sobre estos procesos pueden encontrarse en Crank (1956), Ghadiri y Rose (1992) y Richter (1990).



Figura N° 7.3.4. Curvas de saturación para el flujo de contaminante a través del suelo/acuífero.

7.3.2 Procesos de retardo La sorción consiste en la división de la sustancia sorbida en fases. En el caso específico del destino de las sustancias contaminantes tóxicas residuales en el subsuelo, la sorción supone principalmente una acumulación de sustancias químicas orgánicas en las superficies del suelo. Por ejemplo, la adhesión de moléculas orgánicas a la materia húmica natural del suelo. La división de sustancias disueltas en fases está condicionada por la afinidad relativa de las mismas respecto al solvente y al sorbente. La afinidad es fundamentalmente un fenómeno molecular y se encuentra en función de una gran variedad de mecanismos químicos (por ejemplo, fuerzas de enlace de hidrógeno), físicos (por ejemplo, fuerzas de van der Waals) y electrostático (atracción coulombiana). Es importante destacar que el proceso de sorción es reversible, ocurriendo la desorción cuando la concentración de sustancias disueltas disminuye o la cantidad de sustancias químicas sorbidas al sorbente se eleva. La desorción puede producirse en períodos muy prolongados. Este fenómeno limita las tecnologías de bombeo para el tratamiento de cuerpos contaminados, ya que, una vez finalizado, las concentraciones tienden a retornar al estado de equilibrio. Las características del sorbente son de gran importancia. Entre los factores claves que influyen en el proceso de sorción se pueden incluir los siguientes: • El tamaño molecular: en general, a mayor tamaño de la molécula mayor facilidad para ser

adsorbida • La hidrofobia: la adsorción de sustancias químicas orgánicas no iónicas en partículas de suelo

esta correlacionada inversamente con el coeficiente de solubilidad en agua • La carga molecular: algunas sustancias orgánicas pueden estar constituidas por una molécula

polar descargada bajo un cierto pH, y por un anión cuando el pH es superior • La estructura: un isómero puede ser adsorbido más fácilmente que otro En condiciones de saturación, la sorción de los componentes orgánicos no polares de la fase acuosa al medio subterráneo puede ser considerada como un proceso de división y equilibrio, de tal forma que es aplicable el modelo de sorción lineal o isoterma lineal: S = Kd . C Donde S = masa sorbida por unidad de masa del sorbente [M/M] (por ejemplo mg/kg) Kd = coeficiente de partición, distribución o división C = concentración en aguas subterráneas en estado de equilibrio [M/L3] (por ej. mg/l



La expresión anterior es válida a temperatura constante. El coeficiente de partición representa la proporción existente entre la concentración de masa de una sustancia contaminante sorbida por el suelo y su concentración en las aguas subterráneas circundantes. El mismo varía según la sustancia química y el material del subsuelo. En ciertas ocasiones (particularmente para orgánicos hidrofóbicos) conviene expresarlo como Kd = Koc . foc donde Koc = coeficiente de partición de carbono orgánico del componente químico foc = fracción de carbono orgánico del medio poroso Para que esta ecuación sea válida, el contenido orgánico del material subterráneo debe ser como mínimo del 0,1 al 1% y como máximo del orden del 20%. Existen situaciones en las cuales la sorción no obedece a un proceso de equilibrio lineal, a saber: • La velocidad de las aguas subterráneas puede ser mayor que la relativamente lenta velocidad

de sorción, lo cual invalidaría la presunción de estado de equilibrio • Las cinéticas del proceso de sorción pueden ser de segundo orden, en particular para

concentraciones elevadas de las sustancias disueltas • Las sustancias químicas orgánicas pueden adsorberse a micropartículas de materia orgánica

suspendidas en las aguas subterráneas y ser trasladadas por la corriente, provocando una sorción menor a la prevista

• En aguas subterráneas con mútliples sustancias químicas orgánicas existen pocas áreas de sorción, por lo que se producirá un volumen de sorción aditivo menor que el determinado para una sustancia específica

La figura 7.3.5 esquematiza una comparación entre un modelo de adsorción lineal y otro no lineal. Dependiendo del caso particular, el volumen de sorción puede ser bastante rápido en las primeras 48 horas, seguido por una etapa más lenta y próxima a la situación de equilibrio.

Figura N° 7.3.5. Modelos de adsorción no lineal en 2 etapas

Se describirán ahora algunas generalizaciones de este modelo unidimensional simple. Si el contaminante sufre un proceso de atenuación, representado por medio de una reacción de primer orden, la ecuación de transporte se generaliza a:



Nótese que todas las soluciones particulares obtenidas para los modelos unidimensionales de aguas superficiales pueden aplicarse directamente a esta situación de transporte en la fase subterránea saturada (haciendo las correspondientes interpretaciones), ya que los modelos matemáticos son idénticos. Esto también es cierto para los modelos bidimensionales. En el caso en que la sustancia transportada está sujeta a un proceso de retardo y éste puede ser representado por medio de una isoterma lineal como se vio anteriormente, se produce una tasa P de pérdida de sustancia por unidad de volumen que vale

donde ρs = densidad de masa del medio poroso n = porosidad Kd = coeficiente de distribución Incorporando la pérdida la ecuación se generaliza a:

donde

es el factor de retardo. Nótese que la ecuación anterior puede rescribirse como

donde

es una coordenada temporal modificada. Entonces, la solución para el caso de retardo es la misma que para el caso conservativo (o no reactivo), pero los valores de la solución se dan a un tiempo mayor (R τ, con R > 1), es decir, con retardo. En la Figura 7.3.6 se puede apreciar una sección de un sistema de aguas subterráneas en situación estable con un flujo continuo de sustancias contaminantes. En a) y b) no existen procesos de retardo, pero éste va incrementándose en b), c) y d), a medida de Kd pasa de 0 a 1 y a 10. Se observa que la sustancia cada vez tarda más en distribuirse.



Figura 7.3.6 Efectos del coeficiente de distribución sobre el retraso sufrido por un contaminante en

un acuífero profundo.

Si se tienen en cuenta tanto efectos de retardo como de atenuación (y suponiendo que la constante de decaimiento es igual en la fase líquida que en la sólida), la ecuación de transporte del modelo unidimensional es

La generalización más directa de la ecuación al caso bidimensional es la siguiente:

donde Dt es la dispersión transversal que, a semejanza de la longitudinal, puede expresarse como

La dispersividad transversal αt puede ser estimada a través de su relación con la longitudinal:

Para el problema del vertido instantáneo de un pulso de contaminante de masa M (en el punto x= y = 0), transportada por un flujo regional uniforme, la solución resulta:

que se esquematiza en la Figura 7.3.7



Figura 7.3.7 Vertido de pulso de contaminante

En al capítulo de flujo subterráneo se presentó un modelo que permite el cálculo de las trayectorias de las partículas de agua dentro del acuífero, en una zona de recarga. Ahora se planteará el problema complementario de hacer el seguimiento de la concentración de contaminantes disueltos. Para ello puede suponerse como válida la ecuación de transporte a lo largo de cada trayectoria. Teniendo en cuenta que el flujo dispersivo es usualmente pequeño, esa ecuación puede reescribirse como

La integración de esta ecuación, conduce a

donde Co es la concentración (inicial) en la superficie. La ecuación precedente provee la concentración luego de un tiempo t, a lo largo de la trayectoria del flujo. 6.5 TRANSPORTE Y TRANSFORMACIÓN EN LA ZONA NO SATURADA Considerando que el movimiento es vertical, una forma relativamente general de la ecuación de transporte para la zona no saturada es la siguiente

donde la coordenada z apunta hacia abajo y ahora el coeficiente de retardo se expresa como

Si se considera el problema particular del vertido de un contaminante en la superficie del terreno (z = 0), cuya concentración decae exponencialmente en el tiempo, es decir



la solución de la ecuación es (ver figura 7.3.8):

La solución describe la distribución espacio temporal del contaminante hasta su llegada a la superficie freática.

Figura 7.3.8 Transporte de contaminante desde el terreno a la freática

7.3.3 Ejemplos de Modelación Algunos ejemplos del transporte de contaminantes simulados por el programa CTRAN/W se presentan a continuación:

Figura N° 7.3.9. Simulación del transporte de un contaminante que ingresa a la napa a través del

fondo de un río o lago.



Figura N° 7.3.10. Ingreso (intrusión) de salinidad en un acuífero de agua dulce cuya condición de

borde limita con agua salada marítima. Concentración relativa de salinidad

Figura N° 7.3.11. Ingreso (intrusión) de salinidad en un acuífero de agua dulce cuya condición de

borde limita con agua salada marítima. Intensidad relativa de la velocidad del flujo



Bibliografía Principal GERARD, Kiely. “Ingeniería Ambiental: Fundamentos, entornos, tecnologías y sistemas de gestión”. Madrid. Interamericana de España, S. A. U, 1999. HENRY, Glynn, y HEINKE, Gary. “Ingeniería Ambiental” (segunda edición). México. Prentice Hall Hispanoamericana, S. A., 1999. Revista Interamericana, “Ambiente y Saneamiento”, Buenos Aires, AIDIS Argentina, Nº 8. 2000. Dr. Ing. FOSTER, Stephen, Ing. VENTURA, Miguel, Ing. HIRATA, Ricardo. “Contaminación de las aguas subterráneas: Un enfoque de la situación en América Latina y el Caribe en relación con el suministro de agua potable”. OMS/OPS-HPE/CEPIS. 1987 Daly, D (1994b). “Lecture Series on Grounwater”, Civil and Environmental Engineering Department, University College Cork. Ogata, A. And R. B. Banks (1961). “A Solution of Differential Equation of Longinal Dispersio in Porous Media”, Prefessional Papper 411-9, US Geological Survey, Washington D.C. Prickett, T. A. And C. G. Lonnquist (1971). “Select Digital Computer Techniques for Grounwater Resource Evaluation”, Illinois State Water Survey Bulletin 55. Acea, M. L., and Alexander, M. 1988. "Growth and survival of bacteria introduced into carbon amended soil". Soil Biol. Biochem. 20:703-709. Alexander, M. 1977. Introduction to soil microbiology. Second edition. John Wiley and Sons, New York, NY. www.unex.es/edafo/ECAL5PFQPotRedox.htm www.cepis.ops-oms.org www.sg-guarani.org/index/site/index.php?language=es Bibliografia de referencia entregada digitalmente: Métodos y Técnicas para el Monitoireo de Acuíferos. Auge M; 2006. 01/05/2006 Agua Subterránea, deterioro de calidad y reserva. Auge M, 2006 27/01/2006 Recursos Hídricos. Conceptos básicos y estudios de caso en Iberoamérica. Eds.: Diaz Delgado C; Esteller M.V.; López Vera F. 2005. 02/11/2005 Arsénico en aguas: origen, movilidad y tratamiento. Galindo G; Fernandez Turiel J. L.; Parada M; Gimeno D. 2005 28/10/2005 Vulnerabilidad de Acuíferos. Conceptos y Métodos. Auge M, 2004. 01/08/2004 Regiones Hidrogeológicas. República Argentina y Prov. de Bs As, Mendoza y Santa Fé. Auge M, 2004 01/02/2004 Hidrogeología de la Ciudad de Buenos Aires. Auge M, 2004 01/02/2004 Vulnerabilidad a la contaminación por nitratos. Acuífero Puelche. Auge, Hirata, López Vera; 2004 05/01/2004

http://www.unex.es/edafo/ECAL5PFQPotRedox.htm

http://www.cepis.ops-oms.org/

http://www.sg-guarani.org/index/site/index.php?language=es

dispersion enaguassubterráneas

Documents